Dla Dyrekcji Generalnej ds. rodowiska Komisji Europejskiej Sygnatura umowy 070307/2012...

1

Dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko Podręcznik szkoleniowy i slajdy pomocnicze

Dla Dyrekcji Generalnej ds. Środowiska Komisji Europejskiej

Sygnatura umowy 070307/2012/621542/SER/A1 Luty 2013 r.

eftec

STRATUS CONSULTING

2

DYREKTYWA W SPRAWIE ODPOWIEDZIALNOŚCI ZA ŚRODOWISKO

Podręcznik na potrzeby dwudniowego szkolenia Wersja: luty 2013 r.

PODZIĘKOWANIA Zespół badawczy pragnie podziękować Hansowi Lopatcie i Alexandrze Vakrou, z DG Komisji Europejskiej ds. Środowiska, którzy służyli wskazówkami i wsparciem w trakcie prac nad niniejszym projektem. Chcielibyśmy także podziękować wszystkim uczestnikom testowych seminariów internetowych i warsztatów reprezentującym rządy państw członkowskich, przemysł, towarzystwa ubezpieczeniowe i środowiska akademickie, a także wszystkim osobom, które przekazywały swoje uwagi i komentarze do wcześniejszych projektów niniejszego podręcznika. Odpowiedzialność za wszelkie błędy spoczywa wyłącznie na jego autorach.

ZASTRZEŻENIE PRAWNE Niniejsze materiały szkoleniowe zostały opracowane na potrzeby Komisji Europejskiej. Niemniej jednak odzwierciedlają one wyłącznie poglądy autorów, a Komisja Europejska nie ponosi odpowiedzialności w związku z jakimkolwiek wykorzystaniem zawartych w nich informacji. Zespół projektowy nie ponosi odpowiedzialności za szkody, które bezpośrednio lub pośrednio są wynikiem korzystania z całości lub części niniejszego pakietu szkoleniowego (podręcznika i slajdów). Terminy wyróżnione pogrubioną czcionką zostały wyjaśnione w zamieszczonym na końcu glosariuszu. Słowa wyróżnione pogrubioną czcionką w kolorze niebieskim to kluczowe słowa i terminy, które powinny być czytelnikowi dobrze znane. eftec 73-75 Mortimer Street London W1W 7SQ tel.: +44(0)2075805383 faks: +44(0)2075805385 [email protected] www.eftec.co.uk

mailto:[email protected]

http://www.eftec.co.uk/

3

0. WPROWADZENIE DO MATERIAŁÓW SZKOLENIOWYCH Materiały szkoleniowe zostały opracowane dla Komisji Europejskiej przez eftec oraz Stratus Consulting, Inc. z myślą o zapewnieniu łatwo dostępnych, pouczających informacji na temat dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko. Składają się na nie trzy oddzielne pakiety slajdów PowerPointTM wraz z towarzyszącym im podręcznikiem na potrzeby: o półdniowej prezentacji przeznaczonej dla odbiorców niebędących fachowcami w tej dziedzinie lub dla osób

potrzebujących podstawowych informacji na temat zakresu stosowania dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko oraz przewidzianych w niej zasad, lecz niezainteresowanych szczegółowymi informacjami technicznymi: o nazwa pliku: ELD training_half day_final_0213.ppt, o nazwa pliku: ELD training handbook_half day_final_0213.doc,

o jednodniowych warsztatów dla osób poszukujących szerszych informacji technicznych na temat procedury

oceny szkód zgodnie z dyrektywą (materiały te obejmują tekst półdniowej prezentacji oraz dodatkowe informacje o procesie wdrażania dyrektywy i wyjaśnienie podstaw analizy równoważności): o nazwa pliku: ELD training_one day_final_0213.ppt, o nazwa pliku: ELD training handbook_one day_final_0213.doc,

o dwudniowych warsztatów dla osób poszukujących szerszych informacji technicznych na temat procedury oceny

szkód zgodnie z dyrektywą, wraz z dodatkowymi szczegółami technicznymi, analizami przypadków i praktycznymi ćwiczeniami do przeprowadzenia w grupie roboczej (materiały te uzupełniają tekst przeznaczony na potrzeby półdniowej prezentacji i jednodniowych warsztatów): o nazwa pliku: ELD training_two days_final_0213.ppt, o nazwa pliku: ELD training handbook_two days_final_0213.doc [NINIEJSZY DOKUMENT], o nazwa pliku: ELD_2 Days Training example worksheet.xls.

Wybór pakietu odpowiedniego w danych okolicznościach należy do czytelników lub osób prowadzących szkolenie. Pierwszym krokiem powinno być zapoznanie się przez wszystkich zainteresowanych z podstawowymi informacjami na temat dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko zawartymi w wersji półdniowej (która odpowiada pierwszej części niniejszego dokumentu). Szczegółowe informacje techniczne przedstawione w wersji dwudniowej nie będą potrzebne wszystkim zainteresowanym, mogą jednak być przydatne osobom, do obowiązków których należeć będzie przeprowadzanie oceny. Podejmując ocenę, należy pamiętać, że o wymaganym nakładzie pracy analitycznej decyduje charakter danego przypadku: w „prostych” przypadkach (łatwo określić źródło, szkodę i korzyści z zastosowania środków zaradczych) analiza będzie prostsza. W bardziej złożonych przypadkach niezbędna będzie bardziej skomplikowana analiza, co wymagać będzie szerszej wiedzy fachowej, więcej czasu i środków. Materiały szkoleniowe mają przede wszystkim ułatwić głębsze i lepsze zrozumienie dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko, tak aby można ją było szerzej stosować. Mają one pomóc czytelnikowi w uzyskaniu odpowiedzi na następujące kluczowe pytania:

4

• Co to jest dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko? (cele dyrektywy i zakres jej stosowania). • Jak ocenić, czy dyrektywa ma zastosowanie do danej działalności? (różne rodzaje szkód w zasobach naturalnych

objęte zakresem stosowania dyrektywy; systemy odpowiedzialności przewidziane w dyrektywie; różne rodzaje działalności i zdarzeń).

• Jak ocenić, czy dane zdarzenie objęte jest zakresem stosowania dyrektywy? (wyjątki i linie obrony przed odpowiedzialnością).

• Jak wygląda podział ról? (obowiązki, prawa i możliwe role najważniejszych zainteresowanych stron). • Jakie rodzaje środków zaradczych należy uznać za wymagane przepisami dyrektywy? (m.in. jaki jest związek

między danym środkiem zaradczym a całkowitą odpowiedzialnością podmiotu gospodarczego). • Jak ustalić wystarczającą skalę środków zaradczych? (analiza szkód i środków zaradczych (analiza

równoważności)). • Jakie koszty podlegają zwrotowi i kto je ponosi? (rodzaje kosztów; obowiązki i prawa podmiotów gospodarczych;

zabezpieczenia finansowe). W celu zilustrowania procesu stosowania dyrektywy i procedury oceny materiały zawierają szereg przykładów i analiz przypadków. Obejmują także wykaz stosowanych akronimów i skrótów, glosariusz, linki do właściwych dyrektyw, odsyłacze do krajowych wytycznych poszczególnych państw członkowskich dotyczących dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko, odsyłacze do krajowych przepisów wdrażających tę dyrektywę, wraz z wyborem innych dokumentów urzędowych, oraz odesłania do tekstów prawniczych i prawnych dotyczących dyrektywy i do prac dotyczących zabezpieczeń finansowych. Do podręcznika przeznaczonego na potrzeby dwudniowego szkolenia dołączono również następujące załączniki: • Metody analizy równoważności; • Wycena ekonomiczna; • Usługi ekosystemowe; • Zabezpieczenia finansowe; • Ocena szkód za pomocą analizy równoważności w związku z ulokowaniem farmy wiatrowej; • Ocena szkody – ćwiczenie do wykonania w grupie roboczej. Niniejsze materiały szkoleniowe zostały opracowane na potrzeby zainteresowanych podmiotów, którym potrzebna jest znajomość dyrektywy w celu wywiązywania się ze spoczywających na nich obowiązków prawnych wynikających z dyrektywy bądź których praca wiąże się bezpośrednio lub pośrednio z zakresem stosowania dyrektywy, w tym na potrzeby: • właściwych organów; • podmiotów gospodarczych; • podmiotów udzielających zabezpieczenia finansowego / likwidatorów szkód; • ekspertów: ekologów, specjalistów branżowych, analityków ryzyka, ekonomistów, prawników (wszelkich innych

właściwych ekspertów w zależności od okoliczności danej sprawy); • organizacji pozarządowych i ogółu społeczeństwa. Treść materiałów skupia się na samej dyrektywie w sprawie odpowiedzialności za środowisko, natomiast odesłania do przepisów i wytycznych krajowych mają jedynie charakter przykładowy. W materiałach nie omawia się w ogóle sposobów transpozycji i wdrożenia dyrektywy w poszczególnych państwach członkowskich (lub ich regionach).Z tego

5

względu czytelnicy zainteresowani dokładniejszymi informacjami na temat przepisów krajowych transponujących dyrektywę oraz innych dotyczących odpowiedzialności i środowiska powinni zwracać się do właściwych organów w poszczególnych państwach członkowskich.

6

Spis treści

0. WPROWADZENIE DO MATERIAŁÓW SZKOLENIOWYCH............................................................................................3

1. CO TO JEST DYREKTYWA W SPRAWIE ODPOWIEDZIALNOŚCI ZA ŚRODOWISKO?..................................................13

1.1 Wprowadzenie.................................................................................................................................................13

1.2 Cel ....................................................................................................................................................................13

1.3 Dyrektywa ELD w uproszczeniu – prezentacja działań zaradczych .................................................................15

1.4 Jak ocenić, czy dyrektywa ma zastosowanie do danej działalności?...............................................................18

1.4.1 Zasoby i usługi objęte zakresem stosowania dyrektywy ....................................................................19

1.4.2 Rodzaje działalności wchodzące w zakres stosowania dyrektywy .....................................................22

1.5 Podział obowiązków przed wystąpieniem zdarzenia lub bezpośrednim zagrożeniem...................................25

1.6 Jak ocenić, czy dyrektywa ma zastosowanie do danego przypadku? .............................................................27

1.6.1 Ograniczenia czasowe w stosowaniu dyrektywy................................................................................27

1.6.2 Wyjątki i linie obrony przewidziane w dyrektywie .............................................................................27

1.6.3 Poważna szkoda..................................................................................................................................29

1.7 Podział obowiązków po wystąpieniu bezpośredniego zagrożenia lub zdarzenia ...........................................34

1.8 Koszty środków zaradczych .............................................................................................................................36

1.9 Finansowanie kosztów działań zaradczych......................................................................................................37

1.10 Zabezpieczenia finansowe...............................................................................................................................38

1.11 Najważniejsze daty ..........................................................................................................................................38

2. ZARYS PROCEDURY STOSOWANIA DYREKTYWY: PLANOWANIE DZIAŁAŃ ZARADCZYCH .......................................39

3. STOSOWANIE DYREKTYWY ELD – OCENA SZKODY: OGÓLNY ZARYS OCENY WSTĘPNEJ, PODSTAWOWYCH ŚRODKÓW ZARADCZYCH I ANALIZY RÓWNOWAŻNOŚCI ........................................................................................42

3.1 Opisanie zdarzenia...........................................................................................................................................44

3.2 Wstępne wskazanie i opisanie stanowisk, środowisk, siedlisk i gatunków, które uległy szkodzie .................47

3.3 Wstępne określenie charakteru, stopnia oraz zasięgu przestrzennego i czasowego powstałej lub przewidywanej szkody dla środowiska............................................................................................................48

3.4 Wstępne określenie potencjalnych kwestii społecznych, gospodarczych i transgranicznych ........................50

3.5 Korzyści z podstawowych środków zaradczych...............................................................................................51

3.6 Wstępne planowanie kompensacyjnych i uzupełniających środków zaradczych ...........................................53

3.7 Decyzja co do odpowiedniego nakładu pracy na przeprowadzenie oceny.....................................................62

4. USTALENIE SZKÓD I ICH OKREŚLENIE ILOŚCIOWE...................................................................................................66

4.1 Wskazanie zasobów, siedlisk i usług, które uległy szkodzie ............................................................................66

7

4.2 Opis charakteru czynnika stresowego (stresora) ............................................................................................67

4.3 Ocena ekspozycji .............................................................................................................................................69

4.3.1 Charakter, rozłożenie w czasie, czas trwania i miejsce ......................................................................69

4.3.2 Nasilenie .............................................................................................................................................70

4.4 Ocena receptorów...........................................................................................................................................70

4.5 Ustalenie szkody ..............................................................................................................................................70

4.5.1 Wody powierzchniowe .......................................................................................................................71

4.5.2 Wody podziemne................................................................................................................................71

4.5.3 Osady ..................................................................................................................................................72

4.5.4 Gleby...................................................................................................................................................72

4.5.5 Roślinność ...........................................................................................................................................73

4.5.6 Biota....................................................................................................................................................73

4.5.7 Siedliska ..............................................................................................................................................74

4.5.8 Wartości dla człowieka .......................................................................................................................74

4.6 Ustalenie przyczyn szkody ...............................................................................................................................75

4.7 Ilościowe określenie szkody ............................................................................................................................75

4.7.1 Mierniki stosowane do ilościowego określenia szkody ......................................................................77

4.7.2 Ustalenie warunków początkowych ...................................................................................................79

4.7.2.1 Wykorzystanie danych „przed” i „po”.................................................................................80 4.7.2.2 Wykorzystanie stanowisk referencyjnych...........................................................................80 4.7.2.3 Wykorzystanie modeli .........................................................................................................81 4.7.2.4 Źródła informacji .................................................................................................................81

4.8 Obliczanie strat przejściowych i całkowitego debetu......................................................................................84

4.8.1 Obliczanie całkowitego debetu...........................................................................................................85

4.8.2 Uwzględnienie korzyści z podstawowych środków zaradczych .........................................................85

4.8.3 Ustalenie tempa regeneracji ..............................................................................................................86

4.8.4 Uwzględnienie szkód dodatkowych....................................................................................................86

4.8.5 Obliczanie debetu z uwzględnieniem zmienności w czasie – dyskontowanie ...................................86

4.9 Przykłady obliczania debetu ............................................................................................................................87

4.9.1 Analiza równoważności ......................................................................................................................87

4.9.2 Analiza równoważności wartości........................................................................................................88

5. OCENA KORZYŚCI ZE ŚRODKÓW ZARADCZYCH .......................................................................................................91

5.1 Wskazanie i ocena wariantów uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych .............................91

5.1.1 Odtworzenie i odbudowa siedliska.....................................................................................................93

5.1.2 Fragmentacja bądź odizolowanie siedliska – działania, o których mowa w art. 10 dyrektywy siedliskowej.........................................................................................................................................94

8

5.1.3 Klasyfikacja i ochrona siedliska...........................................................................................................94

5.1.4 Różnice pomiędzy środkami kompensacyjnymi dotyczącymi siedliska a tymi dotyczącymi gatunku ...............................................................................................................94

5.1.5 Środki kompensacyjne i zaradcze dotyczące wielu gatunków ...........................................................97

5.2 Kryteria oceny wariantów środków zaradczych ..............................................................................................97

5.3 Opisy projektów środków zaradczych ...........................................................................................................100

5.4 Obliczanie korzyści (kredytów) z wariantów środków zaradczych................................................................101

5.4.1 Określenie stopnia poprawy.............................................................................................................103

5.4.2 Wytyczenie krzywych regeneracji.....................................................................................................103

5.5 Zajęcie się kwestią niepewności i zmiennych wyników analizy równoważności ..........................................103

6. OKREŚLENIE SKALI UZUPEŁNIAJĄCYCH I KOMPENSACYJNYCH ŚRODKÓW ZARADCZYCH.....................................106

6.1 Obliczenie korzyści (kredytów) jednostkowych ............................................................................................107

6.1.1 Kredyty jednostkowe: podejście koncepcyjne dotyczące mierników niepieniężnych .....................107

6.1.2 Kredyty jednostkowe: podejście koncepcyjne dotyczące miernika pieniężnego.............................108

6.2 Określenie skali środków zaradczych ............................................................................................................109

6.3 Oszacowanie kosztów wariantów środków zaradczych ................................................................................112

6.3.1 Elementy składowe kosztów środków zaradczych ...........................................................................112

6.3.2 Szacowanie kosztów działań zaradczych ..........................................................................................113

6.3.3 Analiza nieproporcjonalnych kosztów ..............................................................................................114

7. MONITOROWANIE I SPRAWOZDAWCZOŚĆ ..........................................................................................................116

7.1 Sześć rodzajów monitorowania środków zaradczych ...................................................................................116

7.2 Harmonogram działań z zakresu monitorowania..........................................................................................117

7.3 Sprawozdawczość ..........................................................................................................................................118

AKRONIMY I SKRÓTY .....................................................................................................................................................120

GLOSARIUSZ ..................................................................................................................................................................121

ODESŁANIA DO ODPOWIEDNICH DYREKTYW I INNYCH WYTYCZNYCH ........................................................................124

ODESŁANIA DO WYTYCZNYCH PAŃSTW CZŁONKOWSKICH DOTYCZĄCYCH DYREKTYWY W SPRAWIE ODPOWIEDZIALNOŚCI ZA ŚRODOWISKO ..............................................................................................................125

PRZEPISY PAŃSTW CZŁONKOWSKICH TRANSPONUJĄCE DYREKTYWĘ W SPRAWIE ODPOWIEDZIALNOŚCI ZA ŚRODOWISKO ORAZ WYBÓR INNYCH DOKUMENTÓW URZĘDOWYCH........................................................................................127

BIBLIOGRAFIA TEKSTÓW PRAWNICZYCH DOTYCZĄCYCH DYREKTYWY W SPRAWIE ODPOWIEDZIALNOŚCI ZA ŚRODOWISKO ........................................................................................................................................................133

9

BIBLIOGRAFIA PUBLIKACJI DOTYCZĄCYCH ZABEZPIECZENIA FINANSOWEGO .............................................................136

ZAŁĄCZNIK: METODY ANALIZY RÓWNOWAŻNOŚCI – UJĘCIE TEORETYCZNE...............................................................138

ZAŁĄCZNIK: WYCENA EKONOMICZNA ..........................................................................................................................142

ZAŁĄCZNIK: USŁUGI EKOSYSTEMOWE..........................................................................................................................148

ZAŁĄCZNIK: ZABEZPIECZENIE FINANSOWE...................................................................................................................151

ZAŁĄCZNIK: OCENA SZKÓD ZA POMOCĄ ANALIZY RÓWNOWAŻNOŚCI W ZWIĄZKU Z ULOKOWANIEM FARMY WIATROWEJ ..........................................................................................................................................................154

ZAŁĄCZNIK: ĆWICZENIE Z OCENY SZKÓD......................................................................................................................156

10

Tabele Tabela 1.1. Czynniki oceny, jakie można uwzględnić w celu ustalenia właściwego stanu ochrony (Komisja

Europejska, 2006)

Tabela 3.1. Przykłady zdarzeń, które mogą spowodować szkodę zdefiniowaną w dyrektywie ELD

Tabela 3.2. Przykłady kategorii zasobów i potencjalnych usług w warunkach początkowych i usług, które uległy szkodzie

Tabela 3.3. Kluczowe etapy oceny szkód w kontekście różnych metod analizy równoważności

Tabela 4.1a. Źródła informacji, które mogą być pomocne w ocenie warunków początkowych

Tabela 4.1b. Niektóre źródła informacji z Republiki Irlandii, które mogą być pomocne w ocenie warunków początkowych

Tabela 4.2. Przykład obliczenia debetu przy zastosowaniu miernika niepieniężnego

Tabela 4.3. Przykład obliczenia debetu przy zastosowaniu miernika pieniężnego

Tabela 5.1. Przykłady kryteriów oceny przy wyborze wariantów działań zaradczych

Tabela 6.1. Przykład kalkulacji kredytów jednostkowych przy użyciu miernika niepieniężnego

Tabela 6.2. Ważne elementy składowe kosztów przy szacowaniu kosztów działań zaradczych

Tabela 6.3. Szacunkowe koszty z planów działań Zjednoczonego Królestwa na rzecz różnorodności biologicznej (GHK, 2006)

Rysunki Rysunek 1.1. „Środki zaradcze” zgodnie z przepisami dyrektywy (poglądowy przykład)

Rysunek 1.2. Anatomia szkody

Rysunek 1.3. Ustalenie, czy dyrektywa ma zastosowanie do danej działalności (w wypadku działalności zawodowej niewymienionej w załączniku III odpowiedzialność ogranicza się wyłącznie do szkód wyrządzonych chronionym siedliskom przyrodniczym i gatunkom)

Rysunek 1.4. System odpowiedzialności w ramach dyrektywy ELD (dostosowano na podstawie irlandzkich wytycznych dotyczących dyrektywy)

Rysunek 1.5. Ustalenie, czy dyrektywa ma zastosowanie do danego zdarzenia

Rysunek 2.1. Stosowanie dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko (zaadaptowano na podstawie szczegółowych wytycznych Defra (Zjednoczone Królestwo) z 2009 r.)

Rysunek 2.2. Ustalanie środków zaradczych (zaadaptowano na podstawie szczegółowych wytycznych Defra (Zjednoczone Królestwo) z 2009 r.)

Rysunek 3.1. Etapy analizy równoważności

Rysunek 5.1. Ilościowe określenie przewidywanej poprawy po podjęciu kompensacyjnych działań zaradczych

Rysunek A.1. Całkowita wartość ekonomiczna

11

Ramki Ramka 1.1. Szkody wyrządzone gatunkom chronionym i w siedliskach przyrodniczych (art. 2 pkt 1 lit. a), art. 2 pkt

4, załącznik I oraz załącznik II pkt 1 do dyrektywy) oznaczają:

Ramka 1.2. Szkody wyrządzone w wodach (art. 2 pkt 1 lit. b), załącznik II pkt 1 do dyrektywy) oznaczają:

Ramka 1.3. Szkody dotyczące powierzchni ziemi (art. 2 pkt 1 lit. c), załącznik II pkt 2 do dyrektywy) oznaczają:

Ramka 1.4. Odpowiedzialność na zasadzie ryzyka

Ramka 2.1. Trybunał Sprawiedliwości Unii Europejskiej – sprawy C-379/08 i C-380/08

Ramka 3.1. Opis zdarzenia będącego podstawą analizy przypadku: Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X

Ramka 3.2. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: wstępne wskazanie i opisanie stanowisk, środowisk, siedlisk i gatunków, które uległy szkodzie

Ramka 3.3. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: wstępna ocena usług

Ramka 3.4. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: kwestie społeczne, gospodarcze i transgraniczne

Ramka 3.5. Planowanie projektu dotyczącego środków zaradczych

Ramka 3.6. Hierarchia preferowanych sposobów podejścia do analizy równoważności przedstawiona w załączniku II do dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko

Ramka 3.7. Prosty przykład obrazujący etapy analizy równoważności (analiza równoważności siedlisk)

Ramka 3.8. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: wstępna ocena dotycząca środków zaradczych

Ramka 3.9. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: odpowiedni nakład pracy

Ramka 3.10. Przykład obrazujący etapy analizy równoważności

Ramka 4.1. Dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko a organizmy zmodyfikowane genetycznie (GMO)

Ramka 4.2. Określanie dotkniętych szkodą populacji i poziomów organizacji

Ramka 4.3. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: ustalanie szkód dla zasobów naturalnych

Ramka 4.4. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: ilościowe określenie szkody

Ramka 4.5. Analiza przypadku z Hiszpanii pokazująca sposoby ustalania warunków początkowych

Ramka 5.1. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: ocena środków zaradczych

Ramka 5.2. Transgraniczne działania zaradcze

Ramka 5.3. Przykład: analiza uzasadnionego najgorszego przypadku

Ramka 6.1. Przykład: proste skalowanie

Ramka 6.2. Przykład: określanie skali środków zaradczych za pomocą miernika niepieniężnego

12

Ramka 6.3. Przykład: proste określenie skali działań zaradczych przy użyciu miernika pieniężnego

Ramka 7.1. Ramy monitorowania po wprowadzeniu środków zaradczych

Ramka 7.2. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: monitorowanie / sprawozdawczość

Ramka A.1. Dyskontowanie

13

1. CO TO JEST DYREKTYWA W SPRAWIE ODPOWIEDZIALNOŚCI ZA ŚRODOWISKO?

1.1 Wprowadzenie Dyrektywę w sprawie odpowiedzialności za środowisko (Environmental Liability Directive – ELD) opublikowano w Dzienniku Urzędowym Unii Europejskiej 21 kwietnia 2004 r. pod numerem 2004/35/WE i opatrzono tytułem „Dyrektywa 2004/35/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 21 kwietnia 2004 r. w sprawie odpowiedzialności za środowisko w odniesieniu do zapobiegania i zaradzania szkodom wyrządzonym środowisku naturalnemu”. Państwa członkowskie zobowiązane były dokonać transpozycji dyrektywy do dnia 30 kwietnia 2007 r. Z różnych przyczyn wdrożenie dyrektywy opóźniło się w całej Unii Europejskiej do lipca 2010 r.1 Dyrektywa nie obowiązuje wstecznie. Oznacza to, iż nie ma zastosowania do szkód wyrządzonych środowisku naturalnemu przez emisję lub zdarzenie, które zakończyły się przed 30 kwietnia 2007 r., lub przez takie emisje, wydarzenia lub zdarzenia, które miały miejsce po tej dacie, lecz wynikały z działalności zakończonej przed 30 kwietnia 2007 r. Dyrektywa ma zastosowanie do trwającej działalności, która rozpoczęła się przed 30 kwietnia 2007 r. i była kontynuowana po tej dacie, w zakresie odpowiadającym szkodom wyrządzonym środowisku naturalnemu po 30 kwietnia 2007 r.

1.2 Cel Celem dyrektywy jest ustalenie ram odpowiedzialności za środowisko w oparciu o zasadę „zanieczyszczający płaci” z myślą o zapobieganiu i zaradzaniu szkodom wyrządzonym środowisku naturalnemu. Dyrektywa uzupełnia istniejące unijne systemy ochrony przyrody ustanowione dyrektywą siedliskową 92/43/EWG i dyrektywą ptasią 2009/147/WE, a także obowiązujący system ochrony wód ustanowiony ramową dyrektywą wodną 2000/60/WE. Chociaż dyrektywa, a w związku z tym także niniejszy podręcznik, w swej treści odnosi się do działań, jakie należy podjąć w wypadku zdarzenia lub bezpośredniego zagrożenia wystąpieniem szkody, nie wolno zapominać o jej szerszej funkcji prewencyjnej. Podmioty gospodarcze2, właściwe organy3 oraz podmioty udzielające zabezpieczenia finansowego powinny współpracować na etapach przygotowawczych wdrażania dyrektywy (np. nad określeniem rodzajów działalności wiążących się z wysokim ryzykiem, szczególnie zagrożonych zasobów i miejsc), tak aby lepiej się przygotować, ustalić niezbędne zabezpieczenia finansowe i podjąć konieczne kroki zmierzające przede wszystkim do zapobieżenia wystąpieniu szkody. Choć wymóg tego rodzaju współpracy wynika w pewnym stopniu z innych przepisów (np. dyrektywy Seveso), nie jest to wymóg prawny zapisany wyraźnie w dyrektywie w sprawie odpowiedzialności za środowisko. Współpracę zaleca się w celu skuteczniejszego wdrożenia dyrektywy: np. narzędzia lub modele

1 Pierwsze sprawozdanie z transpozycji i wdrożenia dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko – zob. Komisja Europejska, 2010 r. 2 Podmiot gospodarczy to osoba fizyczna lub prawna, prywatna lub publiczna, która prowadzi lub nadzoruje działalność. Do takich podmiotów zaliczają się posiadacze uprawnień lub zezwolenia na prowadzenie takiej działalności lub osoby, które rejestrują lub zgłaszają taką działalność, jeżeli dane państwo członkowskie przewidziało tak w przepisach krajowych przyjętych w celu transpozycji dyrektywy (art. 2 pkt 6 dyrektywy). 3 Organ odpowiedzialny za realizację działań wykonawczych w danym państwie członkowskim zgodnie z dyrektywą w sprawie odpowiedzialności za środowisko.

14

dostarczane przez władze podmiotom gospodarczym, a także władzom przez podmioty gospodarcze, jako wsparcie w procesie oceny ryzyka pomogłyby zaoszczędzić czas i środki. Ogólnym celem dyrektywy jest całkowite przywrócenie zasobów naturalnych i ich usług4, które doznały uszczerbku, do warunków, jakie by występowały, gdyby nie wyrządzono szkody (zwanych „warunkami początkowymi”5). Dyrektywa przewiduje również dodatkowe środki zaradcze w celu zrekompensowania środowisku i społeczności straty przejściowej, tj. szkód występujących w okresie niezbędnym do przywrócenia warunków początkowych (lub trwale, jeżeli niemożliwe jest przywrócenie warunków początkowych). Należy podkreślić, że w dyrektywie kładzie się nacisk na kompensacyjne środki zaradcze, tj. przywrócenie w naturze, w celu naprawy zasobów naturalnych należących do społeczeństwa oraz wyeliminowania niekorzystnych skutków dla usług świadczonych przez te zasoby. Dyrektywa nie przewiduje odszkodowania karnego6. Przepisy dyrektywy opierają się na zasadzie „zanieczyszczający płaci”7. Zgodnie z tą zasadą, podmiot gospodarczy powodujący szkody w środowisku naturalnym lub stwarzający bezpośrednie zagrożenie wystąpieniem takich szkód zobowiązany jest zapobiec i zaradzić szkodzie oraz ponieść koszt niezbędnych środków zapobiegawczych i zaradczych. W przypadku gdy działania podejmuje właściwy organ, samodzielnie lub za pośrednictwem osoby trzeciej, powinien on zagwarantować zwrot poniesionych przez siebie kosztów przez dany podmiot gospodarczy (art. 8 ust. 2 dyrektywy). Od podmiotów gospodarczych wymaga się także poniesienia kosztów oceny szkody w środowisku i monitorowania działań zaradczych. Dyrektywa jest instrumentem prawa administracyjnego8. Nie uprawnia ona osób fizycznych do powództwa w związku z poniesioną szkodą osobową, uszkodzeniem mienia lub stratą o charakterze gospodarczym, które to sprawy rozpatrywane są zazwyczaj w postępowaniu cywilnoprawnym. Tego rodzaju powództwa pozostają poza zakresem stosowania dyrektywy. Ponadto przepisy dyrektywy odnoszą się do szkód wyrządzonych zasobom naturalnym, nie zaś do szkód wyrządzonych osobom, mieniu czy infrastrukturze. Dyrektywa obejmuje pewne aspekty zdrowia publicznego, a także przewiduje mechanizm umożliwiający organizacjom pozarządowym oraz innym grupom i osobom fizycznym przedstawianie właściwym organom informacji dotyczących szkód w środowisku bądź też – w niektórych państwach członkowskich – informacji o bezpośrednim zagrożeniu wystąpieniem szkody, jak również wnioskowanie do właściwych organów o podjęcie stosownych działań. Główne obowiązki z tytułu dyrektywy spoczywają na właściwym organie (nadzór i egzekwowanie wymogów dyrektywy) oraz na odpowiedzialnym podmiocie gospodarczym (niezbędna, właściwa ocena, reakcja, działania zaradcze i finansowanie). Uzupełniającą rolę mogą odgrywać także inne osoby, w tym podmioty udzielające

4 Funkcje spełniane przez zasoby naturalne na rzecz innych zasobów naturalnych bądź obywateli. 5 Ilość i jakość zasobów naturalnych lub usług, jaka by nadal występowała, gdyby nie doszło do zdarzenia. Zgodnie z definicją w art. 2 pkt 14 dyrektywy, warunki początkowe „oznaczają, w okresie występowania szkody wyrządzonej zasobom naturalnym i ich użyteczności, takie warunki, oszacowane na podstawie wszelkich dostępnych informacji, które by zaistniały, gdyby szkody nie wystąpiły”. 6 Odszkodowanie karne jest to nawiązka, która ma „wyedukować” oskarżonego lub inne podmioty bądź zapobiec podejmowaniu działań podobnych do tego, które było powodem pozwu. Jest ono również wiodącą zasadą polityki w dziedzinie środowiska, o której mowa w art. 191 ust. 2 Traktatu o funkcjonowaniu Unii Europejskiej (TFUE). 7 Zasada „zanieczyszczający płaci” jest zasadą prawno-ekonomiczną, zgodnie z którą podmiot odpowiedzialny za powstanie zanieczyszczenia ponosi również odpowiedzialność za pokrycie kosztów szkód wyrządzonych środowisku naturalnemu. 8 Tzn. egzekwowanie przepisów dyrektywy jest obowiązkiem organów publicznych, które muszą zagwarantować zapobieganie i zaradzanie szkodom (działają w interesie środowiska).

15

zabezpieczenia finansowego, eksperci techniczni i prawnicy, a także ogół społeczeństwa. Dyrektywa przewiduje na przykład, że: „Wszelkie osoby fizyczne lub prawne: • które zostały dotknięte szkodami wyrządzonymi środowisku naturalnemu lub było to prawdopodobne (np.

mieszkańcy, obserwatorzy ptaków, piesi turyści, wędkarze, osoby, których zdrowiu mogą zagrażać zanieczyszczenia, osoby sprawujące opiekę nad dziećmi lub osobami starszymi, których zdrowie może być narażone9) lub

• które są dostatecznie zainteresowane lub • których prawa zostały naruszone, jak określono w prawie krajowym, mogą zawiadomić właściwy organ o wszelkich szkodach wyrządzanych lub wyrządzonych środowisku bądź też o bezpośrednim zagrożeniu wystąpieniem szkody, a także są uprawnione do żądania podjęcia działań przez właściwy organ.” Artykuł 12 ust. 1 dyrektywy precyzuje ponadto, iż wszelkie pozarządowe organizacje wspierające ochronę środowiska i spełniające wymagania na mocy prawa krajowego należy uznać za dostatecznie zainteresowane oraz przysługują im prawa, które mogłyby zostać naruszone.

1.3 Dyrektywa ELD w uproszczeniu – prezentacja działań zaradczych W niniejszym rozdziale przedstawiono pewne najważniejsze pojęcia dotyczące „środków zaradczych” w rozumieniu dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko, wspierając się prostą analizą przypadku (w całym tekście wyróżnioną kursywą). Wyobraźmy sobie sytuację, w której dochodzi do zdarzenia mającego niekorzystne skutki dla środowiska. Na przykład pęka zbiornik zawierający niebezpieczne substancje chemiczne i zanieczyszczenia spływają do pobliskiej rzeki. Zanim wdrożono dyrektywę, podmiot gospodarczy, zależnie od przepisów obowiązujących w danym państwie członkowskim, podjąłby działania w celu zapobieżenia dalszemu skażeniu (np. naprawiłby nieszczelny zbiornik). Mógłby również poczynić kroki zmierzające do oczyszczenia skażonej gleby lub osadów (np. poprzez dodanie środków neutralizujących, usunięcie zanieczyszczonej gleby lub osadów). Po wdrożeniu dyrektywy – oraz przy założeniu, że dane zdarzenie objęte jest zakresem jej stosowania – występuje konieczność dokonania oceny skutków wycieku dla środowiska oraz zrekompensowania wyrządzonych szkód (w naturze, a nie w formie rekompensaty pieniężnej). Dla uproszczenia przyjmijmy, że w warunkach początkowych rzekę, której dotyczyło zdarzenie, zamieszkiwały cztery zdrowe ryby. Wskutek wycieku pozostała w niej tylko jedna ryba. Usunięcie zanieczyszczeń sprawia, iż do rzeki przypływa jeszcze jedna ryba, co razem daje nam dwie ryby: wciąż o dwie ryby mniej niż w warunkach początkowych.

9 Przykłady te zaczerpnięto z wytycznych dla Anglii i Walii. W innych państwach członkowskich mogą obowiązywać inne kryteria.

16

Usunięcie zanieczyszczeń to element podstawowych środków zaradczych, który to termin oznacza działania mające na celu przywrócenie zasobów naturalnych i/lub usług, które doznały uszczerbku, do warunków początkowych. Podstawowe środki zaradcze mogą obejmować: • natychmiastowe działania zmierzające do zakończenia zdarzenia, zminimalizowania i ograniczenia szkody oraz

zapobieżenia dalszym szkodom, a także do usunięcia szkód; działania te określane są także mianem ratowniczych środków zaradczych (art. 6 ust. 1 lit. a) dyrektywy);

• więcej średnio- i długoterminowych działań zaradczych na stanowisku, gdzie doszło do szkód, mających na celu przywrócenie zasobów naturalnych i/lub usług, które doznały uszczerbku, do warunków początkowych (w wypadku szkód w wodach i szkód wyrządzonych środowisku przyrodniczemu).

W przypadku gdy podstawowe środki zaradcze zastosowane na stanowisku nie przywracają w pełni zasobów naturalnych i/lub usług, które doznały uszczerbku, do warunków początkowych, wymagane są dalsze uzupełniające środki zaradcze (nie ma to zastosowania w wypadku szkód dotyczących powierzchni ziemi). W naszym prostym przykładzie niezbędne są dalsze działania w celu zapewnienia powrotu do rzeki dwóch dodatkowych ryb, tak aby przywrócić warunki początkowe, w których w rzece żyły cztery ryby. Termin uzupełniające środki zaradcze oznacza dodatkowe działania zaradcze podejmowane poza stanowiskiem lub w odniesieniu do zasobów naturalnych lub usług, które różnią się nieco od zasobów naturalnych lub usług, które doznały uszczerbku, w celu przywrócenia uszkodzonego zasobu naturalnego lub usługi do poziomu początkowego. Na przykład jeśli podstawowe środki zaradcze zastosowane na łowisku, które doznało uszczerbku, zdołają przywrócić panujące tam warunki początkowe jedynie w 50%, można podjąć uzupełniające środki zaradcze na innym stanowisku (najlepiej na łowisku położonym w pobliżu tego, które doznało szkód), aby zapewnić brakujące 50% zniszczonego łowiska, tak aby zasoby połowowe – łącznie na obu łowiskach – powróciły do poziomu istniejącego w warunkach początkowych. W wielu wypadkach pełne przywrócenie zasobu lub usługi, które doznały uszczerbku, do warunków początkowych nie jest możliwe nawet po zastosowaniu podstawowych i uzupełniających środków zaradczych, a to ze względu na ograniczenia natury praktycznej bądź ograniczenia typowe dla danego stanowiska. W takiej sytuacji mamy do czynienia ze szkodą trwałą lub szkodą rezydualną, która pozostaje niezrekompensowana. Poza tym szkoda w zasobach naturalnych i/lub usługach może się utrzymywać przez okres od chwili jej wyrządzenia aż do czasu pełnego urzeczywistnienia korzyści wynikających z zastosowania środków zaradczych. Tego rodzaju sytuacja prowadzi do powstania straty przejściowej w zasobach lub usługach. Ze względów praktycznych zarówno szkodę przejściową, jak i szkodę rezydualną zazwyczaj określa się mianem straty przejściowej. Wówczas w celu zrekompensowania straty przejściowej konieczne może być zastosowanie kompensacyjnych środków zaradczych (nie ma zastosowania w wypadku szkód dotyczących powierzchni ziemi). W niektórych przypadkach kompensacyjne działania zaradcze można podejmować bądź poza danym stanowiskiem, bądź w odniesieniu do zasobów lub usług różniących się nieco od tych, które doznały uszczerbku. W innych przypadkach kompensacyjne środki zaradcze mogłyby obejmować działania podjęte na danym stanowisku, które przywracają stan zasobów lub usług do poziomu przekraczającego poziom początkowy. We wszystkich przypadkach skala podejmowanych kompensacyjnych środków zaradczych określana jest w taki sposób, aby zrównoważyć straty przejściowe. W rzeczywistości różnica między środkami uzupełniającymi a kompensacyjnymi jest bardzo subtelna: obydwa pojęcia odnoszą się do działań służących zrekompensowaniu straty w zasobie lub usłudze, która nie została

17

w pełni zrekompensowana przez podstawowe środki zaradcze. Zatem z przyczyn praktycznych zazwyczaj przy ustalaniu skali działań zaradczych mających zrekompensować stratę przejściową uzupełniające i kompensacyjne środki zaradcze traktuje się łącznie. Rysunek 1.1 jest graficznym ujęciem warunków początkowych, pierwotnej szkody, straty przejściowej i środków zaradczych, z wykorzystaniem parametrów zaczerpniętych z przedstawionego wyżej prostego przykładu. Rysunek 1.1. „Środki zaradcze” zgodnie z przepisami dyrektywy (poglądowy przykład) Rysunek 1.2 przedstawia bardziej uproszczone ujęcie relacji między tą samą szkodą, stratą przejściową i środkami zaradczymi: • Podobnie jak na rys. 1.1, upływ czasu przedstawiono na osi poziomej, natomiast poziom zasobu lub usługi, które

doznały uszczerbku, na osi pionowej. • Warunki początkowe dla danego zasobu lub usługi przedstawiono za pomocą krzywej narysowanej czarną linią

ciągłą i niebieską linią przerywaną. Często przyjmuje się założenie stałych warunków początkowych (jak na rys. 1.1) – w celu rozsądnego uproszczenia lub z braku konkretnych danych sugerujących inny przebieg funkcji. Warunki początkowe mogą być stosunkowo stałe, mogą ulegać regularnym lub przewidywalnym wahaniom bądź też ich poziom może wzrastać lub obniżać się. Zmiany warunków początkowych w czasie zależeć będą od danego stanowiska i zasobu.

• Od momentu zdarzenia, które spowodowało szkodę, poziom zasobu lub usługi obniży się gwałtownie poniżej linii warunków początkowych, jak to przedstawiono za pomocą krzywej w kolorze zielonym. Należy w tym miejscu podkreślić, że krzywe zaznaczone na wykresie mają charakter czysto poglądowy. Ich kształt zależy od tempo i stopnia szkody oraz regeneracji w przypadku określonych zdarzeń, zasobów i założeń dotyczących działań zaradczych.

• Niektóre zasoby lub usługi mogą powrócić do poziomu początkowego dzięki naturalnej regeneracji, co przedstawiono za pomocą wznoszącej się krzywej w kolorze zielonym.

• Jednak ponieważ naturalna regeneracja może się bardzo przedłużać lub nie zapewnić przywrócenia warunków początkowych, można zastosować podstawowe i uzupełniające środki zaradcze w celu przyspieszenia regeneracji

„Strata przejściowa” Kompensacyjne

środki zaradcze

„Metoda równoważności zasobów”

Strata przejściowa = kompensacyjne środki zaradcze

18

lub zwiększenia jej prawdopodobieństwa, co przedstawiono za pomocą wznoszącej się krzywej w kolorze czerwonym.

• Wykres pokazuje, że regeneracja zasobu lub usługi do poziomu początkowego wymaga czasu, w którym mamy do czynienia z bieżącą stratą zasobów i usług. Stratę tę określamy mianem straty przejściowej. Na wykresie odzwierciedla ją obszar zawarty pod krzywą warunków początkowych i nad krzywą regeneracji podstawowej i uzupełniającej. W przypadku gdy pełna regeneracja zasobu do poziomu początkowego jest technicznie niemożliwa, strata przejściowa przedłuża się i staje się stratą trwałą.

• Skalę kompensacyjnych środków zaradczych ustala się w taki sposób, by zapewnić zasoby i/lub usługi w ilości równoważącej tę stratę przejściową.

Rysunek 1.2. Anatomia szkody W zakres stosowania dyrektywy wchodzi także bezpośrednie zagrożenie10 wystąpieniem szkody w zasobach naturalnych (a nie tylko rzeczywiste zdarzenie, o jakim mowa w przedstawionym przykładzie i jakie zilustrowano na rys. 1.1 i 1.2). Tego rodzaju zdarzenia wymagają, by podmiot gospodarczy podjął środki zapobiegawcze. Jeżeli nie można określić podmiotu gospodarczego, jeśli taki podmiot nie jest zobowiązany do poniesienia kosztów albo jeśli nie wywiąże się z obowiązku podjęcia środków zapobiegawczych, działania tego rodzaju podjąć może właściwy organ.

1.4 Jak ocenić, czy dyrektywa ma zastosowanie do danej działalności? Schemat przedstawiony na rys. 1.3 ilustruje proces podejmowania decyzji przed wystąpieniem zdarzenia (lub bezpośrednim zagrożeniem). Dalsza część tego rozdziału zawiera informacje, które pomogą czytelnikowi odpowiedzieć na pytania przedstawione na schemacie. Te dwa kluczowe pytania są następujące:

10 Bezpośrednie zagrożenie wystąpieniem szkody oznacza wystarczająco wysokie prawdopodobieństwo wyrządzenia szkód środowisku naturalnemu w niedalekiej przyszłości (art. 2 pkt 9 dyrektywy). Pojęcia „wystarczająco wysokie prawdopodobieństwo” oraz „niedaleka przyszłość” interpretuje się zależnie od danego przypadku.

19

• Czy dana działalność może potencjalnie wpływać na zasoby i/lub usługi wchodzące w zakres dyrektywy? – co przesądza o tym, czy dyrektywa ma zastosowanie (rozdział 1.4.1).

• Czy jest to działalność wymieniona w załączniku III do dyrektywy? – co przesądza o rodzaju odpowiedzialności podmiotu gospodarczego (rozdział 1.4.2).

Niektóre zainteresowane strony, a zwłaszcza podmioty gospodarcze, za ważniejsze uważać mogą to drugie pytanie. Kolejność wybrana w niniejszym podręczniku wynika z charakteru dyrektywy, która skupia się na zasobach naturalnych. Rysunek 1.3 Ustalenie, czy dyrektywa ma zastosowanie do danej działalności (w wypadku działalności zawodowej niewymienionej w załączniku III odpowiedzialność ogranicza się wyłącznie do szkód wyrządzonych chronionym siedliskom przyrodniczym i gatunkom) 1.4.1 Zasoby i usługi objęte zakresem stosowania dyrektywy Dyrektywa nakłada odpowiedzialność za (i) szkody wyrządzone gatunkom chronionym i w siedliskach przyrodniczych, (ii) szkody wyrządzone w wodach oraz (iii) szkody dotyczące powierzchni ziemi (zob. art. 2 pkt 1 lit. a), b) i c) dyrektywy). W ramkach 1.1–1.3 przedstawiono definicje tych kategorii zasobów w rozumieniu dyrektywy. W wypadku pierwszych dwóch rodzajów szkód (wyrządzonych gatunkom chronionym i w siedliskach przyrodniczych oraz wyrządzonych w wodach) dyrektywa wymaga przywrócenia zasobów naturalnych i/lub usług, które doznały

Nie Czy dana działalność

może potencjalnie wpływać na zasoby i/lub

usługi wchodzące w zakres dyrektywy?

Tak

Czy jest to działalność wymieniona

w załączniku III do dyrektywy?

Nie

Tak

Podjąć środki w celu zapobieżenia szkodzie

Odpowiedzialność na zasadzie winy wyłącznie za szkody wyrządzone chronionym siedliskom i gatunkom

Odpowiedzialność na zasadzie ryzyka za szkody wyrządzone chronionym siedliskom

i gatunkom, szkody w wodach i szkody dotyczące powierzchni ziemi

Dyrektywa nie ma zastosowania

20

uszczerbku, do warunków początkowych, jakie by występowały, gdyby nie wyrządzono szkody. Zaradzenie szkodom dotyczącym powierzchni ziemi podlega innym wymogom. Zasoby naturalne mogą doznać uszczerbku na skutek szkodliwych zdarzeń, emisji lub innych wydarzeń, takich jak: • uwolnienie, wyciek, zrzut lub emisja substancji chemicznych; • fizyczny wpływ lub zniszczenie wskutek pożaru, eksplozji, robót budowlanych; • wprowadzenie lub uwolnienie czynnika biologicznego lub jednostki biologicznej (np. organizmu

zmodyfikowanego genetycznie lub inwazyjnego gatunku nierodzimego); • łączne wystąpienie powyższych zdarzeń; • produkt uboczny, reakcja łańcuchowa lub efekt synergiczny zdarzenia powodującego szkodę chemiczną lub

fizyczną. Zdarzenie wyrządzające szkodę wchodzi w zakres stosowania dyrektywy, jeżeli wpływa na zasoby i usługi objęte przepisami dyrektywy, jeśli nie mają zastosowania odpowiednie wyjątki i linie obrony oraz jeżeli właściwy organ uzna szkodę w zasobach naturalnych za poważną (zob. rozdział 1.6). Ramka 1.1. Szkody wyrządzone gatunkom chronionym i w siedliskach przyrodniczych (art. 2 pkt 1 lit. a), art. 2 pkt 4, załącznik I oraz załącznik II pkt 1 do dyrektywy) oznaczają: Wszelkie szkody mające znaczący negatywny wpływ na osiągnięcie lub utrzymanie właściwego stanu ochrony siedlisk przyrodniczych lub gatunków, w rozumieniu przepisów dyrektywy ptasiej (Wild Birds Directive – WBD) i dyrektywy siedliskowej (Habitat Directive – HD) oraz zgodnie z opisem przedstawionym poniżej. Waga takiego wpływu jest oceniana w odniesieniu do warunków początkowych, z uwzględnieniem kryteriów określonych w załączniku I do dyrektywy. Niektóre państwa członkowskie (np. Austria, Belgia, Cypr, Estonia, Grecja, Hiszpania, Litwa, Łotwa, Polska, Portugalia, Republika Czeska, Szwecja, Węgry i Zjednoczone Królestwo (z wyjątkiem Szkocji)) postanowiły rozszerzyć tę definicję w taki sposób, aby obejmowała gatunki i siedliska chronione na podstawie ustawodawstwa i przepisów krajowych lub regionalnych na całym ich terytorium lub jego części. Stan ochrony siedliska przyrodniczego uznaje się za właściwy, gdy: • jego naturalny zasięg i obszary zajęte przez to siedlisko w obrębie jego zasięgu nie zmieniają się lub zwiększają

się; • szczególna struktura i funkcje konieczne do jego długotrwałego utrzymania się istnieją i prawdopodobnie nadal

będą istniały w dającej się przewidzieć przyszłości; • typowe dla tego siedliska gatunki znajdują się we właściwym stanie ochrony, w rozumieniu przedstawionym

poniżej. Stan ochrony gatunku uznaje się za właściwy, gdy: • dane o dynamice liczebności populacji tego gatunku wskazują, że gatunek jest trwałym składnikiem właściwego

dla niego siedliska; • naturalny zasięg gatunku nie zmniejsza się ani nie ulegnie zmniejszeniu w dającej się przewidzieć przyszłości; • odpowiednio duże siedlisko dla utrzymania się populacji tego gatunku istnieje i prawdopodobnie nadal będzie

istniało.

21

Definicje według przepisów dyrektywy siedliskowej i dyrektywy ptasiej istotne w kontekście dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko Gatunki ptactwa Dyrektywa ptasia, 2009/147/WE (wymienione w załączniku I do tejże dyrektywy

oraz o których mowa w art. 4 ust. 2 tejże dyrektywy) Gatunki roślin i zwierząt Dyrektywa siedliskowa, 92/43/EWG (wymienione w załączniku II i w załączniku IV) Siedliska ptaków Dyrektywa ptasia, 2009/147/WE (wymienione w załączniku I do tejże dyrektywy

oraz o których mowa w art. 4 ust. 2 tejże dyrektywy) Siedliska roślin i zwierząt Dyrektywa siedliskowa, 92/43/EWG (wymienione w załączniku II do tejże

dyrektywy) Siedliska przyrodnicze Dyrektywa siedliskowa, 92/43/EWG (wymienione w załączniku I do tejże

dyrektywy) Stanowiska rozrodcze lub legowiska

Dyrektywa siedliskowa, 92/43/EWG (wymienione w załączniku IV)

Komisja Europejska w odpowiedzi („dokumencie roboczym”) udzielonej 2 maja 2006 r. w sprawie interpretacji art. 2 pkt 3 lit. b) dyrektywy ELD („siedliska gatunków”, „siedliska przyrodnicze” i „stanowiska rozrodcze lub legowiska gatunków”) wyjaśniła, że terminy te obejmują wszystkie siedliska gatunków, siedliska przyrodnicze i stanowiska rozrodcze lub legowiska gatunków wymienione w dyrektywach, bez względu na ich położenie na obszarze należącym do sieci Natura 2000 lub poza nim. Ramka 1.2. Szkody wyrządzone w wodach (art. 2 pkt 1 lit. b), załącznik II pkt 1 do dyrektywy) oznaczają: Wszelkie szkody mające znaczący negatywny wpływ na ekologiczny, chemiczny i/lub ilościowy stan i/lub ekologiczny potencjał, określony w ramowej dyrektywie wodnej (2000/60/WE), danych wód, z wyjątkiem negatywnego wpływu, do którego ma zastosowanie art. 4 ust. 7 wspomnianej dyrektywy. Art. 4 ust. 7 ramowej dyrektywy wodnej dotyczy „nowych zrównoważonych form działalności gospodarczej człowieka” spełniających pewne wymogi (podjęcie wszystkich praktycznych kroków w celu ograniczenia niekorzystnego wpływu, szczegółowe określenie przyczyn w planie gospodarowania wodami w dorzeczu, nadrzędny interes społeczny, zachowanie proporcjonalności). Należy uwzględnić krajowe definicje dobrego stanu ekologicznego bądź dobrego potencjału ekologicznego zgodne z ramową dyrektywą wodną (RDW), aby ustalić warunki początkowe i określić, czy szkoda prowadziłaby do zmiany owego stanu lub potencjału. W załączniku V do RDW wymieniono jakościowe i ilościowe (chemiczne i ekologiczne) definicje stanu wód oraz wskaźniki takiego stanu. Definicje według przepisów ramowej dyrektywy wodnej Rzeka Jednolita część wód śródlądowych płynących w przeważającej części po powierzchni lądu,

ale mogących na pewnym odcinku swojego biegu płynąć pod ziemią Jezioro Jednolita część wód śródlądowych powierzchniowych stojących Wody przejściowe Części wód powierzchniowych w obszarach ujść rzek, które są częściowo zasolone na

skutek bliskości wód przybrzeżnych, ale które są pod znacznym wpływem dopływów wód słodkich

Wody przybrzeżne Wody powierzchniowe sięgające do jednej mili morskiej od linii podstawowej (zwykle linia najniższego stanu wody) państwa nadmorskiego. Podana definicja została uproszczona. Pełną definicję znaleźć można w odpowiednim artykule ramowej dyrektywy wodnej

Wody terytorialne Termin ten nie został zdefiniowany w ramowej dyrektywie wodnej. Jego definicja wywodzi się z Konwencji Narodów Zjednoczonych o prawie morza. Wody terytorialne obejmują pas

22

wód przybrzeżnych nieprzekraczający 12 mil morskich (22 km i 14 m) od linii podstawowej (zwykle linia najniższego stanu wody) państwa nadmorskiego

Sztuczna część wód Jednolita część wód powierzchniowych powstała na skutek działalności człowieka, np. kanał Silnie zmieniona część wód

Jednolita część wód powierzchniowych, których charakter został znacznie zmieniony na skutek fizycznego oddziaływania człowieka, np. zbiornik lub tama

Jednolita część wód podziemnych

Wszystkie wody znajdujące się pod powierzchnią ziemi w strefie saturacji oraz w bezpośredniej styczności z gruntem lub podglebiem

Ramka 1.3. Szkody dotyczące powierzchni ziemi (art. 2 pkt 1 lit. c), załącznik II pkt 2 do dyrektywy) oznaczają: Dowolne zanieczyszczenie ziemi (substancjami znajdującymi się w niej lub pod nią) stwarzające znaczące ryzyko dla zdrowia ludzi, mające negatywny wpływ wynikający z bezpośredniego i pośredniego wprowadzania na ląd lub pod ziemię preparatów, organizmów i drobnoustrojów. Nie obejmuje to ekspozycji na działanie materiału znajdującego się w powietrzu, pochodzącego z innego źródła niż sama ziemia. Dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko swym zakresem nie obejmuje szkód wynikających z samego zanieczyszczenia powietrza, będzie miała jednak zastosowanie wówczas, gdy takie czynniki zanieczyszczenia powietrza osiądą na ziemi, źródłach wody czy na chronionych siedliskach lub gatunkach, bądź też gdyby zanieczyszczenie obecne w tych miejscach wyrządziło szkody ludzkiemu zdrowiu lub środowisku po jego uwolnieniu do atmosfery. Szkoda w środowisku wyrządzona przez organizmy zmodyfikowane genetycznie (GMO) może zostać spowodowana przez dany organizm (np. oddziaływanie roślin uprawnych wytwarzających toksyny na owady znajdujące się pod ochroną) bądź też skutki mogą mieć charakter pośredni (np. wytępienie szkodnika owadziego za pomocą toksyny prowadzące do wytępienia chronionego gatunku żywiącego się tym szkodnikiem). Szkoda może objawić się natychmiast (np. wytępienie chronionych owadów w trakcie uprawy roślin odpornych na szkodniki owadzie) lub z opóźnieniem (inwazyjne zachowanie rośliny zmodyfikowanej genetycznie lub jej hybrydy po kilku pokoleniach powodujące szkody w chronionym ekosystemie). GMO bezpośrednio wchodzą w zakres stosowania dyrektywy, jednak otrzymywane z nich produkty (np. na potrzeby wytwarzania żywności lub paszy) są objęte tym zakresem wyłącznie w stopniu, w jakim obejmują je właściwe dyrektywy w sprawie ograniczonego stosowania GMO i ich umyślnego uwalniania, o których mowa w załączniku III pkt 10 i pkt 11 dyrektywy ELD. W zakres stosowania dyrektywy wchodzą nie tylko różne zdarzenia, wydarzenia czy emisje (w niniejszym podręczniku zwane dalej „zdarzeniami”). Jeżeli można ustalić związek przyczynowy między szkodą a działalnością określonych indywidualnych podmiotów gospodarczych, dyrektywa może mieć także zastosowanie w odniesieniu do stopniowego zanieczyszczenia bądź też zanieczyszczenia szerokiego zasięgu o charakterze rozproszonym (zob. art. 4 ust. 5 dyrektywy oraz wyrok ETS z 9 marca 2010 r., sprawa C-378/08, pkt 58). 1.4.2 Rodzaje działalności wchodzące w zakres stosowania dyrektywy Osobą, na której spoczywa odpowiedzialność z tytułu dyrektywy, jest podmiot gospodarczy, które to pojęcie oznacza zgodnie z art. 2 pkt 6 dyrektywy: „każdą osobę fizyczną lub prawną, prywatną lub publiczną, która prowadzi lub nadzoruje działalność zawodową lub, w przypadkach gdy jest to przewidziane w ustawodawstwie krajowym, osobę, której delegowano uprawnienia do

23

podejmowania decyzji ekonomicznych dotyczących technicznego funkcjonowania takiej działalności, włącznie z posiadaczami uprawnień11 lub zezwolenia na prowadzenie takiej działalności lub osobami, które rejestrują lub zgłaszają taką działalność”. Innymi słowy, działalność powodująca szkodę musi być działalnością „operacyjną” (nie może to być na przykład działalność prowadzona we własnym domu) i może mieć charakter zarówno dochodowy, jak i niedochodowy. Państwa członkowskie mogą utrzymywać lub przyjmować przepisy bardziej rygorystyczne, niż to przewidują wymagania minimalne zapisane w dyrektywie (art. 16 ust. 1 dopuszcza taką możliwość zgodnie z art. 193 Traktatu o funkcjonowaniu UE), a także mogą stosować szerszą definicję podmiotu gospodarczego bądź wskazać dodatkowe osoby ponoszące odpowiedzialność zgodnie z ustawodawstwem transponującym przepisy dyrektywy. W tym kontekście istotne znaczenie ma wyrok z 9 marca 2010 r. w sprawie C-378/08, z którego wynika, że w każdym wypadku należy ustalić związek przyczynowy między działalnością a szkodą. Wymóg ten można złagodzić poprzez domniemanie związku przyczynowo-skutkowego, jeżeli tak przewiduje właściwe prawo krajowe, przy czym domniemanie to musi zasadzać się na wiarygodnych przesłankach (np. substancje, odległość). Zależnie od rodzaju działalności podmiotu gospodarczego w dyrektywie wyróżnia się dwa typy odpowiedzialności12 (rys. 1.4): • Odpowiedzialność na zasadzie ryzyka: Działalność uregulowana jako potencjalnie niebezpieczna na podstawie

innych przepisów unijnych dotyczących środowiska (rodzaje działalności wymienione w załączniku III do dyrektywy). Aby podmiot gospodarczy mógł zostać pociągnięty do odpowiedzialności za szkody objęte zakresem stosowania dyrektywy, nie jest konieczne ustalenie winy. Zob. ramkę 1.4.

Odpowiedzialność na zasadzie winy: Podmioty gospodarcze nieprowadzące działalności na podstawie przepisów, o których mowa w załączniku III dyrektywy, mogą ponosić odpowiedzialność wyłącznie za szkody wyrządzone w odniesieniu do gatunków chronionych i siedlisk przyrodniczych, nie zaś za inne rodzaje szkód, o których mowa w dyrektywie (oczywiście pod warunkiem że spełnione zostaną wszystkie wymogi wymienione w dyrektywie). Aby podmiot gospodarczy mógł zostać pociągnięty do odpowiedzialności, konieczne jest ustalenie winy lub udowodnienie zaniedbania. Ramka 1.4. Odpowiedzialność na zasadzie ryzyka Dotyczy rodzajów działalności wymienionych w załączniku III do dyrektywy ELD, obejmujących rodzaje działalności lub zrzuty objęte następującymi dyrektywami (bardziej szczegółowy wykaz i opis znajduje się w załączniku III do dyrektywy ELD): • działanie instalacji zgodnie z dyrektywą 96/61/WE dotyczącą zintegrowanego zapobiegania zanieczyszczeniom

i ich kontroli (IPPC), ujednoliconą w dyrektywie 2008/1/WE zastąpionej dyrektywą 2010/75/UE w sprawie emisji przemysłowych;

11 Zezwolenie na działalność obiektu podlegającego regulacji, jakiego udziela organ regulacyjny pod pewnymi warunkami. 12 W poszczególnych państwach członkowskich występują różnice w stosowaniu przepisów polegające na tym, że w niektórych państwach nie ma konieczności udowadniania winy zgodnie z większością uregulowań krajowych i regionalnych dotyczących usuwania szkód, które obciążają podmioty gospodarcze odpowiedzialnością na zasadzie ryzyka za szkody w środowisku (np. skażenie ziemi, zanieczyszczenie wód, szkody wyrządzone siedliskom i gatunkom).

24

• działania związane z zarządzaniem odpadami, zgodnie z dyrektywą ramową 75/442/EWG w sprawie odpadów, ujednoliconą dyrektywą 2006/12/WE i przekształconą dyrektywą 2008/98/WE, zgodnie z dyrektywą 91/689/EWG w sprawie odpadów niebezpiecznych, ujednoliconą dyrektywą 2006/12/WE i przekształconą dyrektywą 2008/98/WE, oraz zgodnie z dyrektywą 1999/31/WE w sprawie składowania odpadów i dyrektywą 2000/76/WE w sprawie spalania odpadów, włączonymi do dyrektywy 2010/75/UE w sprawie emisji przemysłowych; dyrektywa ramowa w sprawie odpadów, czyli dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady 2008/98/WE z dnia 19 listopada 2008 r. w sprawie odpadów oraz uchylająca niektóre dyrektywy; dyrektywa ta uchyliła dyrektywę 2006/12/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 5 kwietnia 2006 r. w sprawie odpadów (wersja ujednolicona dyrektywy 75/442/EWG z późniejszymi zmianami), dyrektywę 91/689/EWG w sprawie odpadów niebezpiecznych i dyrektywę 75/439/EWG w sprawie unieszkodliwiania olejów odpadowych; określa ona ogólne wymogi w zakresie gospodarowania odpadami i zawiera podstawowe definicje w zakresie zarządzania odpadami w UE;

• wszystkie zrzuty do lądowych wód powierzchniowych, zgodnie z dyrektywą 76/464/EWG w sprawie zanieczyszczenia spowodowanego przez niektóre substancje niebezpieczne13 odprowadzane do środowiska wodnego Wspólnoty, ujednoliconą dyrektywą 2006/11/WE;

• wszystkie zrzuty substancji do wód podziemnych, zgodnie z dyrektywą 80/68/EWG w sprawie ochrony wód gruntowych przed zanieczyszczeniem spowodowanym przez niektóre substancje niebezpieczne, zastąpioną przez dyrektywę 2006/118/WE;

• zrzuty bądź wprowadzanie zanieczyszczeń do wód powierzchniowych lub wód podziemnych, zgodnie z ramową dyrektywą wodną 2000/60/WE;

• produkcja, wykorzystanie, przechowywanie, przetwarzanie, składowanie, zrzuty do środowiska naturalnego oraz transport miejscowy substancji, preparatów i środków określonych w dyrektywie 67/548/EWG w sprawie substancji niebezpiecznych, zastąpionej rozporządzeniem (WE) nr 1272/2008 w sprawie klasyfikacji, oznakowania i pakowania substancji i mieszanin, w dyrektywie 1999/45/WE w sprawie preparatów niebezpiecznych, w dyrektywie 91/414/EWG w sprawie środków ochrony roślin oraz w dyrektywie 98/8/WE w sprawie produktów biobójczych, zastąpionej rozporządzeniem (UE) nr 528/2012 w sprawie produktów biobójczych;

• transport drogowy, kolejowy, śródlądowymi drogami wodnymi, transport morski lub powietrzny towarów niebezpiecznych lub zanieczyszczających określonych w dyrektywie 94/55/WE w sprawie transportu drogowego towarów niebezpiecznych lub w ustawodawstwie krajowym danego państwa członkowskiego;

• działanie instalacji zgodnie z dyrektywą 96/62/WE w sprawie jakości powietrza, zastąpioną dyrektywą 2008/50/WE;

• wszelkiego rodzaju ograniczone stosowanie, w tym transport, oraz wszelkie umyślne uwalnianie do środowiska naturalnego i wprowadzanie do obrotu mikroorganizmów zmodyfikowanych genetycznie określonych w dyrektywach dotyczących GMO (90/219/EWG i 2001/18/WE);

• transgraniczne przesyłanie odpadów w obrębie, do lub z Unii Europejskiej (rozporządzenie Rady (EWG) nr 259/93, zastąpione rozporządzeniem (UE) nr 1013/2006);

• dyrektywa 2006/21/WE w sprawie gospodarowania odpadami pochodzącymi z przemysłu wydobywczego; • dyrektywa 2009/31/WE w sprawie geologicznego składowania dwutlenku węgla; • i inne – pełen wykaz rodzajów działalności przedstawiono w załączniku III do dyrektywy ELD. Ustawodawstwo krajowe wdrażające przepisy dyrektywy w poszczególnych państwach członkowskich może rozszerzać wykaz rodzajów działalności podlegających odpowiedzialności na zasadzie ryzyka.

13 Substancje toksyczne, które stanowią największe zagrożenie dla środowiska i zdrowia ludzkiego.

25

Rysunek 1.4. System odpowiedzialności w ramach dyrektywy ELD (dostosowano na podstawie irlandzkich wytycznych dotyczących dyrektywy) W wypadku gdy odpowiedzialność za szkodę ponosi więcej niż jeden podmiot gospodarczy, państwa członkowskie mogą zdecydować się na zastosowanie odpowiedzialności solidarnej lub proporcjonalnej.

1.5 Podział obowiązków przed wystąpieniem zdarzenia lub bezpośrednim zagrożeniem

W poniższej tabeli określono główne podmioty oraz podsumowano ich obowiązki i role (w tym zadania niebędące obowiązkami narzucanymi przez dyrektywę, lecz możliwymi działaniami) podczas normalnego działania (przed wystąpieniem zdarzenia powodującego szkodę lub bezpośrednim zagrożeniem takową szkodą).

Odpowiedzialność na zasadzie ryzyka

Odpowiedzialność na zasadzie winy

Zezwolenie IPPC Licencja/zezwolenie na gospodarowanie

odpadami Zrzuty do wód

Substancje niebezpieczne Pobór wody (ramowa dyrektywa wodna)

GMO Transport odpadów

Odpady wydobywcze Wychwytywanie i składowanie

dwutlenku węgla

Działalność zawodowa

niewymieniona w załączniku III

Szkody dotyczące powierzchni ziemi

Szkody w wodach

Szkody w gatunkach

chronionych i w siedliskach przyrodniczych

26

Właściwy organ Organ publiczny wyznaczony przez państwo członkowskie do wdrożenia i egzekwowania przepisów dyrektywy

PRZED ZDARZENIEM (podczas NORMALNEGO DZIAŁANIA) • Może podjąć działania lub zachęcić podmioty gospodarcze do podjęcia

działań, które zmniejszą ryzyko wystąpienia szkody lub bezpośrednie zagrożenie (o ile nie jest to już wymagane, np. w przypadku zakładów lub instalacji Seveso)

• Zachęca do wprowadzenia zabezpieczeń finansowych lub, jeżeli jest to obowiązkowe, wymaga zabezpieczeń finansowych

Podmioty gospodarcze Każda osoba fizyczna lub prawna, prywatna lub publiczna, która prowadzi lub nadzoruje działalność zawodową lub, w przypadkach gdy jest to przewidziane w ustawodawstwie krajowym, osoba, której delegowano uprawnienia do podejmowania decyzji ekonomicznych dotyczących technicznego funkcjonowania takiej działalności, włącznie z posiadaczami uprawnień lub zezwolenia na prowadzenie takiej działalności lub osobami, które rejestrują lub zgłaszają taką działalność Działalność zawodowa, a nie osobista

PRZED ZDARZENIEM (podczas NORMALNEGO DZIAŁANIA) • Mogą zdecydować się na wprowadzenie środków w celu zapobieżenia

szkodom • Mogą zdecydować się na zapewnienie zabezpieczenia finansowego lub

(jeżeli jest to obowiązkowe) muszą zapewnić takie zabezpieczenie, zgodnie z wymogami właściwego organu lub zwyczajem w danej branży

Podmioty udzielające zabezpieczenia finansowego (lub podobne podmioty) Zakłady ubezpieczeń i reasekuracji

PRZED ZDARZENIEM (podczas NORMALNEGO DZIAŁANIA) (nie jest to obowiązek narzucony w ramach dyrektywy, ale możliwa rola) • Odpowiadają na wnioski w sprawie odpowiedniego zabezpieczenia

finansowego • Rozważają przeprowadzenie potencjalnego ryzyka i kosztów w celu

opracowania odpowiednich instrumentów zabezpieczenia finansowego oraz dbają o ich zrównoważony charakter, pobierając odpowiednią premię

Eksperci Z zakresu ekologii, innych dziedzin nauki, oceny ryzyka, inżynierii, planowania i wdrażania środków zaradczych, ekonomii, prawa i innych dziedzin, którzy pomagają we wdrażaniu dyrektywy

PRZED ZDARZENIEM (nie jest to obowiązek narzucony w ramach dyrektywy, ale możliwa rola) • Dostarczają informacji technicznych dotyczących środków zmniejszających

bezpośrednie zagrożenie wystąpieniem szkody oraz samą szkodę

Oprócz tego wyróżnić można także osoby uprawnione: osoby fizyczne lub prawne, które zostały dotknięte szkodami w środowisku lub było to prawdopodobne lub są dostatecznie zainteresowane decyzjami w dziedzinie środowiska (bądź stwierdzają naruszenie prawa). Przyjmuje się, że do takich osób zaliczają się organizacje pozarządowe spełniające wymagania na mocy prawa krajowego.

27

1.6 Jak ocenić, czy dyrektywa ma zastosowanie do danego przypadku? Rys. 1.5 przedstawia schemat procesu decyzyjnego obejmującego szereg pytań wymagających odpowiedzi w celu ustalenia, czy w danym przypadku dyrektywa ma zastosowanie (w niniejszym podręczniku wykorzystywanych zarówno w odniesieniu do rzeczywistego zdarzenia, jak i do bezpośredniego zagrożenia takim zdarzeniem): • Czy zagrożone są dane zasoby lub usługi wchodzące w zakres stosowania dyrektywy? (definicje zasobów i usług –

zob. rozdział 1.4.1). • Czy zdarzenie nastąpiło w terminie, do którego dyrektywa ma zastosowanie? (zob. rozdział 1.6.1). • Czy mają zastosowanie jakieś wyjątki i linie obrony? (zob. rozdział 1.6.2). • Czy szkodę należy uznać za poważną? (zob. rozdział 1.6.3). 1.6.1 Ograniczenia czasowe w stosowaniu dyrektywy Występują trzy rodzaje ograniczeń czasowych przewidziane w art. 17 dyrektywy. Dyrektywa nie ma zastosowania do następujących przypadków: Ograniczenia czasowe sensu stricto (bezwzględne): • Szkody wyrządzone przez emisję, zdarzenie lub wypadek, które miały miejsce przed 30 kwietnia 2007 r. lub po tej

dacie, jeżeli szkoda i działalność będąca jej przyczyną w całości zakończyły się przed tą datą. • Wypadki lub zdarzenia, które miały miejsce 30 lat przed wykryciem szkody. Ograniczenia dotyczące zwrotu kosztów (względne): • Jeżeli upłynęło ponad pięć lat od zakończenia realizacji środków zapobiegawczych lub zaradczych przez właściwy

organ lub zobligowaną osobę trzecią, czy też od momentu zidentyfikowania odpowiedzialnego podmiotu gospodarczego bądź osoby trzeciej, w zależności od tego, która z tych dat jest późniejsza (państwa członkowskie mogą przyjąć surowsze przepisy w tym względzie i tym samym przedłużyć w ustawodawstwie krajowym ów pięcioletni termin).

1.6.2 Wyjątki i linie obrony przewidziane w dyrektywie W niniejszym rozdziale wymieniono wyjątki i linie obrony przewidziane w dyrektywie. Należy przy tym pamiętać, iż w ustawodawstwie wdrażającym dyrektywę państwa członkowskie mogą zdecydować się na wprowadzenie bardziej rygorystycznych przepisów wykraczających poza wymogi minimalne stawiane w dyrektywie (art. 16 ust. 1). Wyjątki przewidziane w dyrektywie W art. 4 dyrektywy wymieniono zdarzenia i sytuacje, które zwalniają podmioty gospodarcze z odpowiedzialności z tytułu dyrektywy: • konflikt zbrojny, akty wrogości, wojna domowa lub insurekcja; • zjawisko naturalne o wyjątkowym, nieuchronnym i niekontrolowanym charakterze; • rodzaje działalności, których głównym celem jest służba na rzecz obrony narodowej lub bezpieczeństwa

międzynarodowego bądź których jedynym celem jest zapobieganie klęskom żywiołowym; • rodzaje działalności wchodzące w zakres stosowania międzynarodowych konwencji dotyczących

zanieczyszczenia olejami na morzu, przewozu niebezpiecznych i szkodliwych substancji drogą morską bądź

28

przewozu towarów niebezpiecznych transportem drogowym, kolejowym i statkami po śródlądowych drogach wodnych, o ile dane państwo członkowskie wdrożyło owe konwencje;

• rodzaje działalności objęte traktatem Euratom lub zakresem stosowania międzynarodowych konwencji w sektorze jądrowym.

Rysunek 1.5. Ustalenie, czy dyrektywa ma zastosowanie do danego zdarzenia

Nie

Tak

Czy wody/ziemia/siedliska i gatunki w rozumieniu

dyrektywy doznały uszczerbku lub są

zagrożone?

Czy mają zastosowanie jakieś

wyjątki lub linie obrony?

Tak

Nie

Tak

Dyrektywa ma zastosowanie – strony zobowiązane są podjąć wszystkie niezbędne

działania

Nie

Tak

Nie

Czy szkody/zagrożenie są

poważne?

Czy szkoda / bezpośrednie

zagrożenie nastąpiło w terminie, do

którego dyrektywa ma zastosowanie?

Poza zakresem stosowania

dyrektywy

ale

może wchodzić w zakres stosowania innych

przepisów krajowych lub międzynarodowych

29

• Zanieczyszczenia o charakterze rozproszonym i związek przyczynowy: Trybunał Sprawiedliwości Unii Europejskiej w wyroku wydanym w sprawie C-378/08 (punkty 52–58) stwierdza, że w wypadku gdy nie można ustalić ścisłego związku przyczynowego, można przyjąć „domniemanie istnienia związku przyczynowego”, jeżeli zostało to przewidziane w ustawodawstwie danego państwa członkowskiego (sytuacja taka dotyczy nie wszystkich państw członkowskich; jednak każde państwo członkowskie, które stosuje takie warunkowe domniemanie, pozostaje zdaniem Trybunału w zgodzie z przepisami dyrektywy). By domniemanie takie miało zastosowanie, musi opierać się na wiarygodnych przesłankach, takich jak np. identyczność zanieczyszczeń powodujących szkodę z zanieczyszczeniami występującymi w procesie produkcyjnym danego podmiotu gospodarczego czy też położenie danego podmiotu gospodarczego wystarczająco bliskie stanowiska, które doznało uszczerbku, aby zanieczyszczenie mogło pochodzić z jego zakładów.

Linie obrony Linie obrony przewidziane w dyrektywie: • Udział osoby trzeciej i linie obrony na podstawie spełnienia obowiązkowego polecenia (art. 8 ust. 3): Od

podmiotu gospodarczego nie wymaga się ponoszenia kosztów działań zapobiegawczych lub zaradczych, jeżeli (a) udowodni, że dana szkoda została spowodowana przez osobę trzecią (pomimo właściwych środków bezpieczeństwa), lub (b) udowodni, że dana szkoda wynikała ze spełnienia polecenia lub wskazówki pochodzącej od władz publicznych, chyba że owo polecenie lub wskazówka zostały wydane w odniesieniu do emisji lub zdarzenia spowodowanego własną działalnością podmiotu gospodarczego.

• Obrona na podstawie zezwolenia na emisję lub zdarzenie (art. 8 ust. 4 lit. a)): Jeżeli podmiot gospodarczy

udowodni, że nie ponosi winy za zdarzenie ani nie dopuścił się zaniedbania, a szkody w środowisku zostały spowodowane przez emisję lub zdarzenie, na które udzielone zostało wyraźne zezwolenie organu regulacyjnego, z pełnym zachowaniem warunków określonych w zezwoleniu, państwo członkowskie może postanowić o zwolnieniu podmiotu gospodarczego z obowiązku poniesienia kosztów działań zaradczych bądź o obniżeniu jego odpowiedzialności finansowej, pod warunkiem że taka linia obrony została przewidziana w ustawodawstwie danego państwa członkowskiego wdrażającym przepisy dyrektywy.

• Obrona na podstawie ryzyka prac rozwojowych lub stanu wiedzy naukowej i technicznej (art. 8 ust. 4 lit. b)):

Państwa członkowskie mogą zdecydować według własnego uznania o zwolnieniu podmiotu gospodarczego z odpowiedzialności za koszty działań zaradczych, jeżeli udowodni on, że nie ponosi winy za zdarzenie ani nie dopuścił się zaniedbania, a szkoda wyrządzona w środowisku wynikała z emisji lub zdarzenia, w przypadku których uznano, zgodnie ze stanem wiedzy naukowej i technicznej w momencie emisji lub działania, że nie jest prawdopodobne, aby mogły one spowodować szkody w środowisku.

1.6.3 Poważna szkoda Dyrektywa ELD ma zastosowanie w przypadku „poważnych szkód”. Ostateczne ustalenie wagi danego przypadku pozostawia natomiast właściwemu organowi. W ogólnym ujęciu kwestię istotności można interpretować na kilka sposobów: • istotność z perspektywy regulacyjnej (zdarzenie lub szkoda zakazane w sposób wyraźny lub dorozumiany, na

przykład zanieczyszczenie przekraczające kryteria regulacyjne, normy lub poziom określony w zezwoleniu);

30

• istotność z perspektywy społecznej (tj. coś o szczególnym znaczeniu bądź szczególnej wadze dla społeczeństwa lub określonych osób, których to dotyczy);

• istotność z perspektywy biologicznej (przedmiot szerokiej debaty w naukach biologicznych; termin ten zazwyczaj stosuje się w odniesieniu do skutku pociągającego za sobą biologiczne, fizjologiczne lub ekologiczne konsekwencje uznawane za negatywne);

• istotność statystyczna (termin ten zazwyczaj odnosi się do zaobserwowanych lub zmierzonych warunków, których wystąpienie uznaje się za nieprawdopodobne, gdyby w grę wchodziło wyłącznie zdarzenie losowe);

• szkoda jest szczególnie „wielka”. (Praktyka stosowania w USA oceny szkód w zasobach naturalnych – na której w znacznej mierze opiera się dyrektywa – pokazała, że właściwe organy często starały się rozstrzygać potencjalne niejasności interpretacyjne, posługując się terminem „mierzalne negatywne” skutki, zamiast „istotne” skutki. Praktyczne konsekwencje przyjęcia takiego podejścia polegają na tym, że w wypadku gdy szkoda jest mierzalna, lecz „niewielka” (pod względem ekologicznym, społecznym itd.), niewielkie będą obciążenia z tytułu odpowiedzialności, natomiast w wypadku gdy szkoda jest mierzalna i „wielka”, jest bardziej prawdopodobne, że obciążenia będą wielkie. Takie podejście pozwala uniknąć konieczności zdefiniowania terminu „poważna szkoda” a priori). Niemniej jednak dyrektywa w definicji szkody zawartej w art. 2 pkt 2 przewiduje wyraźny wymóg, iż musi to być „mierzalna negatywna zmiana”. Załącznik I do dyrektywy zawiera następujące wskazówki dotyczące czynników, jakie należy wziąć pod uwagę przy ocenie szkód w chronionych siedliskach i gatunkach, chociaż nie definiuje się w nim, w jaki sposób czynniki te należy oceniać w praktyce (w wypadku szkód dotyczących powierzchni ziemi ryzyko, na jakie narażone jest ludzkie zdrowie, uznaje się za istotne): • szkody, które są mniejsze niż normalne, średnie (naturalne) zmiany w przypadku danych gatunków lub siedlisk; • szkody spowodowane naturalnymi zmianami w zakresie zagrożonych zasobów lub wynikające z normalnego

zarządzania zasobami zgodnie z zapisem w dokumentach dotyczących siedlisk lub w dokumentacji określającej cele bądź uprzednio prowadzonej przez właścicieli lub podmioty gospodarcze;

• szkody w takich gatunkach lub w siedliskach, o których wiadomo, że zregenerują się w krótkim czasie bez żadnej interwencji, osiągając warunki początkowe lub warunki, które prowadzą, wyłącznie za sprawą dynamiki danych gatunków lub siedlisk, do osiągnięcia warunków uznawanych za co najmniej równoważne warunkom początkowym lub lepsze od nich.

W wytycznych poszczególnych państw członkowskich omówiono także dodatkowe czynniki wchodzące w zakres oceny. Można wymienić tu następujące przykłady: • W holenderskich wytycznych w sprawie dyrektywy stwierdza się, że „mając na względzie definicję szkody

w środowisku oraz wymienione wcześniej kryteria, nie można określić z wyprzedzeniem stałych wartości pozwalających ustalić wystąpienie szkody bądź próg szkody, gdyż zależą one od konkretnych okoliczności w danym wypadku” (s. 45).

• Fińskie wytyczne przewidują następujące czynniki oceny w odniesieniu do gatunków chronionych i siedlisk

przyrodniczych: o liczba osobników danego gatunku, częstotliwość ich występowania lub miejsce;

31

o znaczenie osobników bądź obszaru, które doznały uszczerbku, dla poziomu ochrony gatunku lub siedliska przyrodniczego, z uwzględnieniem żywotności danego gatunku lub naturalnego zasięgu siedliska przyrodniczego oraz zwykłej naturalnej zmienności;

o zdolność gatunku do rozprzestrzeniania się oraz zdolność siedliska przyrodniczego do naturalnej regeneracji; o zdolność gatunku lub siedliska przyrodniczego do naturalnej regeneracji przynajmniej do warunków

panujących przed powstaniem szkody; o wpływ na zdrowie ludzi.

W wytycznych irlandzkich cytuje się ponadto zalecenia Komisji Europejskiej (z 2006 r.) dotyczące czynników, jakie należy uwzględnić przy ocenie właściwego stanu ochrony (zob. tabelę 1.1). Tabela 1.1. Czynniki oceny, jakie można uwzględnić w celu ustalenia właściwego stanu ochrony (Komisja Europejska, 2006) Aspekt Definicja Kryteria oceny Zasięg gatunku lub siedliska

Zasięg, który obejmuje wszystkie istotne ekologiczne warianty/odmiany siedliska/gatunku w danym regionie biogeograficznym i który jest wystarczająco duży, aby zapewnić trwałą egzystencję siedliska/gatunku.

Dokonując oceny zasięgu gatunku lub siedliska, odpowiednio wykwalifikowana osoba powinna uwzględnić następujące kryteria: • aktualny zasięg gatunku/siedliska; • potencjalny zasięg gatunku/siedliska, biorąc pod uwagę warunki fizyczne i ekologiczne (takie jak klimat, geologia, gleby, wysokość n.p.m.); • zasięg historyczny gatunku/siedliska i przyczyny jego zmian; • obszar, który zapewni przetrwanie gatunkowi/siedlisku, z uwzględnieniem potrzeby zachowania łączności między poszczególnymi miejscami występowania (korytarze migracyjne). W wypadku gdy literatura na temat zasięgu danego gatunku lub siedliska nie jest wystarczająco bogata, niezbędna będzie specjalistyczna, szczegółowa wiedza o danym gatunku lub siedlisku.

Powierzchnia zasięgu siedliska

Całkowita powierzchnia w danym regionie biogeograficznym uważana za niezbędne minimum zapewniające trwałą egzystencję typu siedliska; powinna obejmować niezbędne obszary dla restytucji lub rozwoju tych typów siedlisk, których obecna powierzchnia jest niewystarczająca do zapewnienia przetrwania na dłuższą metę.

Dokonując oceny zasięgu siedliska, odpowiednio wykwalifikowana osoba powinna uwzględnić następujące kryteria: • historyczne rozmieszczenie i przyczyny zmian; • potencjalną roślinność naturalną; • rzeczywiste rozmieszczenie i rzeczywiste zróżnicowanie; • dynamikę typu siedliska; • wewnętrzne zróżnicowania typu siedliska (podtypy, syntaksony, warianty ekologiczne itd.); • sposób rozmieszczenia (powinien być taki, aby umożliwiać przepływ / wymianę genów u typowych gatunków).

Populacje gatunków

Populacja w danym regionie biogeograficznym uważana za niezbędne minimum zapewniające trwałą egzystencję gatunku.

Dokonując oceny populacji zajmującej siedlisko, odpowiednio wykwalifikowana osoba powinna uwzględnić następujące kryteria: • historyczne rozmieszczenie, zasoby i przyczyny zmian; • potencjalny zasięg; • warunki biologiczne i ekologiczne; • szlaki migracji i sposoby dyspersji; • przepływ genów lub zróżnicowanie genetyczne, w tym ekokliny; • populacja powinna być wystarczająco duża, aby znosić naturalne fluktuacje i zapewnić zdrową strukturę populacyjną.

Siedlisko odpowiednie dla gatunku

Brak definicji Korzystne lub odpowiednie siedlisko niezbędne do zagwarantowania właściwego stanu ochrony gatunku powinno charakteryzować się następującymi właściwościami: • powierzchnia siedlisk(a) gatunku powinna być wystarczająco duża, stabilna lub rosnąca; • jakość siedliska musi być odpowiednia, aby zapewnić przetrwanie danego gatunku w dłuższej perspektywie czasowej.

32

Aspekt Definicja Kryteria oceny Siedlisko Brak definicji Struktura i funkcja siedliska mogą być bardzo różne w przypadku różnych typów

siedlisk, jednak zasadniczo muszą być obecne i muszą funkcjonować rozmaite kluczowe dla istnienia siedliska procesy ekologiczne, aby można było uznać, iż stan ochrony danego siedliska jest właściwy. Typowe praktyczne zastosowanie struktury i funkcji Komisja Europejska ujęła w następujący sposób: „dla siedlisk leśnych kluczowymi procesami będą naturalna regeneracja i obieg materii, a struktura tych siedlisk powinna obejmować różne klasy wiekowe drzewostanu, a innym jej istotnym elementem będzie obecność martwego drewna. Nie jest konieczne, aby wszystkie elementy składające się na strukturę danego typu siedliska charakteryzowały każde jego wystąpienie. Podobnie w przypadku siedlisk mokradłowych, kluczowe jest istnienie odpowiedniego reżimu wodnego, czyli zakłócenie go np. poprzez odwadnianie oznacza, że nie można uznać, iż stan ochrony siedliska jest właściwy. Choć w dyrektywie nie mówi się nic na temat fragmentacji, to jednak jest oczywiste, że może ona zakłócać funkcjonowanie siedliska, a w związku z tym powinna być brana pod uwagę przy ocenie, czy struktura i funkcje siedliska są właściwe”.

Perspektywy zachowania gatunku lub siedliska

Brak definicji Jeżeli wpływ głównych czynników aktualnie oddziałujących na gatunek lub siedlisko i przewidywanych zagrożeń oceniany jest jako nieistotny, gatunek przetrwa w dłuższej perspektywie czasowej. W celu ustalenia wyników tego etapu oceny zastosować można następujące rozumowanie: • dobre perspektywy – można się spodziewać, że gatunek przetrwa i będzie prosperować; • słabe perspektywy – gatunek prawdopodobnie będzie „walczył” o przetrwanie, jeżeli nie zmienią się warunki; • złe perspektywy – zagrożone szanse utrzymania się gatunku w dłuższym okresie, gatunek prawdopodobnie wyginie.

• Wagę szkody w wodach należy oceniać na podstawie stanu wód w rozumieniu ramowej dyrektywy wodnej. Jeżeli

szkoda wywarła negatywny wpływ na stan wód, należy ją uznać za poważną. Wskaźniki świadczące o dobrym stanie wód znaleźć można w załączniku V do ramowej dyrektywy wodnej. W holenderskich wytycznych dotyczących dyrektywy ELD proponuje się, by w celu ustalenia wagi szkody zadać sobie następujące trzy pytania (s. 41): o Jaki był stan ekologiczny, chemiczny lub ilościowy wód (przed powstaniem szkody)? o Czy szkoda miała negatywny wpływ na ten stan? o Jeśli tak, czy wpływ ten jest znaczący?

• W wypadku powierzchni ziemi, w niektórych państwach członkowskich istnieją obowiązujące już wcześniej

systemy odpowiedzialności oraz przepisy odnoszące się do szkód w tym zakresie, które przewidują czynniki, jakie należy uwzględnić w ocenie tego rodzaju szkód. Za przykład mogą tutaj posłużyć czynniki przewidziane w irlandzkich wytycznych dotyczących dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko, w których zaleca się dwupoziomową ocenę ryzyka w celu ustalenia wagi szkody. Przedstawione niżej podejście należy traktować jako przykład, który niekoniecznie jest zalecany. o Ocena ryzyka – poziom ogólny:

Charakterystyka źródła (zanieczyszczenia ziemi) pod względem właściwości fizycznych i toksykologicznych, tj. rakotwórcze, wybuchowe itp.

Podsumowanie wszelkich dostępnych informacji na temat fizycznego umiejscowienia stanowiska i źródła lub źródeł zanieczyszczenia przedstawionych na mapach i schematycznych przekrojach

33

Określenie potencjalnych receptorów ludzkich poprzez analizę obecnego przeznaczenia gruntów oraz zagospodarowania gruntów przyległych i otaczających, w tym potencjalnego zatwierdzonego przeznaczenia w przyszłości

Określenie i charakterystyka mechanizmów i dróg, poprzez które źródło może negatywnie oddziaływać na receptory, w tym dróg migracji w ramach mechanizmów podpowierzchniowych i mechanizmów ekspozycji, np. wdychanie, kontakt ze skórą itp.

Tabela zbiorcza i schemat wszystkich powiązań źródło – droga – receptor (SPR), które mogą skutkować znaczącym ryzykiem negatywnego wpływu na zdrowie ludzi

Jasne uzasadnienie (w formie tabeli lub tekstu) wykluczenia wszelkich powiązań SPR nieuznanych za potencjalnie znaczące

Określenie wszelkich brakujących danych lub niepewności związanych ze stanowiskiem, które mogą wpływać na ocenę szkód dotyczących powierzchni ziemi

Jasna dokumentacja decyzyjna dla danego stanowiska stwierdzająca, czy w celu ustalenia szkody dotyczącej powierzchni ziemi wymagana jest dalsza ocena i dodatkowe informacje

Zalecenia dotyczące gromadzenia dalszych informacji, oceny ryzyka lub środków zaradczych o Poziom ilościowej oceny ryzyka specyficznej dla danego stanowiska:

Elementy ogólnego poziomu oceny ryzyka oraz Zmieniony model koncepcyjny w oparciu o wszelkie zebrane informacje dodatkowe Opis i uzasadnienie zastosowanego podejścia, w tym wyboru wykorzystywanego oprogramowania Tabela zawierająca wszystkie zastosowane ogólne kryteria oceny lub parametry wejściowe wraz ze

szczegółowym uzasadnieniem ich zastosowania Oszacowanie ryzyka za pomocą wybranej metody Omówienie oszacowanego ryzyka i potencjalnego znaczenia w kontekście modelu koncepcyjnego

stanowiska Omówienie i ocena obszarów niepewności związanych z wybraną metodą oraz ich znaczenia dla oceny

ryzyka Dokumentacja decyzyjna w odniesieniu do dalszej oceny Zalecenia dotyczące gromadzenia dalszych danych, oceny ryzyka lub środków zaradczych Zagrożenia związane z właściwościami fizycznymi substancji, takimi jak łatwopalność czy możliwość

wybuchu, można ocenić poprzez uwzględnienie prawdopodobieństwa wystąpienia szkody oraz prawdopodobnej powagi owej szkody

Przykładowo, jeśli chodzi o rozwiązania stosowane w różnych państwach członkowskich, w Niderlandach zagrożenie dla zdrowia ludzi wynikające ze szkody dotyczącej powierzchni ziemi nie wiąże się z gęstością zaludnienia, lecz z poziomem zanieczyszczenia ziemi.

W belgijskim regionie Flandria rekultywacja gruntów jest obowiązkowa w wypadku tzw. „świeżego zanieczyszczenia gruntów”, jeżeli przekroczone zostaną normy czystości gruntu14.

• Organizmy zmodyfikowane genetycznie

o W wypadku organizmów i mikroorganizmów (w tym GMO) metody wykorzystywane do oceny ryzyka i zagrożeń muszą odzwierciedlać najlepsze dostępne techniki.

14 Zob. http://www.ovam.be/jahia/Jahia/pid/991?lang=null.

http://www.ovam.be/jahia/Jahia/pid/991?lang=null

34

• Hiszpański dekret królewski (2090/2008 art. 16, 17, 18) przewiduje wymóg, by wagę szkody szacowano za pomocą kryteriów ilościowych i jakościowych. W wypadku gdy nie można oszacować istotności szkody zgodnie z takimi kryteriami bądź też jeśli gleba była już wcześniej zanieczyszczona, znaczenie szkody w wodach lub glebie można ustalić poprzez analizę zakresu szkód w usługach świadczonych przez te zasoby naturalne. Na przykład poważna szkoda wyrządzona gatunkowi wodnemu oznacza automatycznie poważną szkodę w środowisku wodnym, w którym żyje dany gatunek. Jeżeli szkoda spowodowana została środkiem chemicznym, jej istotność można zmierzyć poprzez odniesienie do stężenia lub maksymalnej dawki. Ponadto należy uwzględnić czas ekspozycji receptora na działanie substancji oraz stosunek stężenia i czasu ekspozycji do progu toksyczności. W tym celu dekret królewski zaleca, aby sprawdzić informacje dostępne w chemicznych bazach danych, takich jak bazy Europejskiej Agencji Chemikaliów (ECHA), Instytutu Zdrowia i Ochrony Konsumentów Wspólnego Centrum Badawczego Komisji Europejskiej, International Uniform Chemical Information Database (IUCLID), baza Syracuse Research Corporation (SRC), Chemfinder, baza Międzynarodowego Programu Bezpieczeństwa Chemicznego (IPCS) oraz baza danych istniejących substancji chemicznych OECD.

Zaleca się, by czytelnicy pragnący uzyskać więcej informacji na temat zagadnienia istotności szkód, zapoznali się z odpowiednimi wytycznymi państw członkowskich.

1.7 Podział obowiązków po wystąpieniu bezpośredniego zagrożenia lub zdarzenia W poniższej tabeli określono główne podmioty oraz podsumowano ich obowiązki i role po wykryciu zdarzenia powodującego szkodę w środowisku lub bezpośredniego zagrożenia taką szkodą.

PO WYKRYCIU BEZPOŚREDNIEGO ZAGROŻENIA (zgłoszonego przez podmiot gospodarczy lub wskazanego przez osobę/organizację pozarządową, której dotyczy takie zagrożenie, lub zaobserwowanego samodzielnie)

• Pierwszy i drugi tiret przedstawiony w kolumnie „po wykryciu szkody” poniżej • Zobowiązuje podmiot gospodarczy do podjęcia środków zapobiegawczych oraz

może w dowolnym momencie zobowiązać podmiot gospodarczy do przedstawienia informacji, podjęcia koniecznych działań zapobiegawczych i zastosowania się do przedstawionych mu wskazówek dotyczących niezbędnych środków zapobiegawczych

Właściwy organ Organ publiczny wyznaczony przez państwo członkowskie do wdrożenia i egzekwowania przepisów dyrektywy

PO WYKRYCIU SZKODY W ŚRODOWISKU

• Ustala, czy szkoda wchodzi w zakres dyrektywy transponowanej do prawa krajowego

• Jeżeli szkoda wchodzi w zakres dyrektywy, identyfikuje odpowiedzialny podmiot gospodarczy lub odpowiedzialne podmioty gospodarcze i ustala mającą zastosowanie normę odpowiedzialności (na zasadzie ryzyka lub na zasadzie winy)

• Wymaga od podmiotu gospodarczego przedstawienia informacji uzupełniających oraz zależnie od potrzeb: • podjęcia koniecznych „ratowniczych” działań zaradczych, tj. praktycznych

kroków w celu natychmiastowego opanowania, ograniczenia lub usunięcia

35

zanieczyszczeń lub innych szkodliwych czynników bądź zapanowania nad nimi w jakikolwiek inny sposób,

• zastosowania się do wskazówek dotyczących niezbędnych ratowniczych działań zaradczych

• Podejmuje we współpracy z podmiotem gospodarczym niezbędne „faktyczne” działania zaradcze (podstawowe, uzupełniające i kompensacyjne środki zaradcze), określa i ocenia warianty środków zaradczych, w szczególności przyjmuje/uzgadnia plan działań zaradczych, oraz zaprasza zainteresowane strony do przedstawiania swoich opinii (art. 7 ust. 4)

• Uwzględniając dostarczone opinie, opracowuje szczegółowe środki i podejmuje decyzje nadające formalny charakter wybranym środkom zaradczym

• Współpracuje z podmiotem gospodarczym lub podmiotami gospodarczymi, aby upewnić się, że podjęto – stosownie do potrzeb – niezbędne podstawowe, uzupełniające i kompensacyjne środki zaradcze (przyznaje podmiotowi gospodarczemu prawo do wypowiedzenia się, zanim podejmie decyzję)

• W przypadku gdy to właściwy organ interweniuje i realizuje środki zaradcze (jeżeli podmiot gospodarczy tego nie zrobił, nie można go zidentyfikować lub jeżeli posiada istotne argumenty na swoją obronę): występuje do podmiotu gospodarczego lub podmiotów gospodarczych o zwrot kosztów podjętych środków zaradczych, kosztów oceny, kosztów administracyjnych i innych odpowiednich kosztów (w przypadku odpowiedzialności wielostronnej dokonuje podziału kosztów)

• Nadzoruje planowanie, przyjęcie (jeżeli jest to obowiązkowe) i wdrożenie instrumentu zabezpieczeń finansowych

OGÓLNE STOSOWANIE DYREKTYWY • (Dotyczy państwa członkowskiego, a nie każdego z być może wielu właściwych

organów w poszczególnych krajach.) Składa sprawozdanie dotyczące doświadczeń w zakresie stosowania dyrektywy najpóźniej do dnia 30 kwietnia 2013 r.

• Może zdecydować się na ustanowienie krajowego systemu sprawozdawczości i bazy spraw dotyczących dyrektywy

Podmioty gospodarcze Każda osoba fizyczna lub prawna, prywatna lub publiczna, która prowadzi lub nadzoruje działalność zawodową lub, w przypadkach gdy jest to przewidziane w ustawodawstwie krajowym, osoba, której delegowano uprawnienia do podejmowania decyzji ekonomicznych dotyczących technicznego funkcjonowania takiej działalności, włącznie z posiadaczami uprawnień lub zezwolenia na prowadzenie

PO WYKRYCIU BEZPOŚREDNIEGO ZAGROŻENIA LUB SZKODY W ŚRODOWISKU • W przypadku bezpośredniego zagrożenia, którego nie można zażegnać (bądź gdy

prawo krajowe wymaga tego w każdym przypadku), podejmują natychmiastowe kroki w celu zapobieżenia szkodzie:

• niezwłocznie powiadamiają właściwy organ o wszystkich istotnych aspektach sytuacji;

• stosują się do wskazówek właściwego organu, aby zapobiec szkodzie; • w przypadku wystąpienia szkody: podejmują wszystkie praktyczne kroki w celu

natychmiastowego opanowania, ograniczenia lub usunięcia zanieczyszczeń lub innych szkodliwych czynników bądź zapanowania nad nimi w jakikolwiek inny sposób (ratownicze działania zaradcze), a także dostarczają dodatkowych informacji, jeżeli wymaga ich właściwy organ, i stosują się do wszelkich

36

takiej działalności lub osobami, które rejestrują lub zgłaszają taką działalność Działalność zawodowa, a nie osobista

powiązanych wskazówek właściwego organu, które dotyczą ratowniczych środków zaradczych;

• określają potencjalne środki zaradcze i współpracują z właściwym organem przy wyborze właściwych środków zaradczych lub zapobiegawczych;

• mają prawo do wypowiedzenia się przed podjęciem przez właściwy organ jakiejkolwiek decyzji w sprawie działań zaradczych;

• podejmują wszelkie kroki w celu realizacji (lub sfinansowania) podstawowych, uzupełniających i kompensacyjnych środków ochrony środowiska, zgodnie z planem działań zaradczych lub zgodnie ze wskazówkami właściwego organu, w celu przywrócenia naruszonych zasobów naturalnych do warunków początkowych oraz w celu uwzględnienia wszelkich szkód (strat) przejściowych do momentu regeneracji środowiska;

• ponoszą odpowiednie koszty zgodnie z wymogami Podmioty udzielające zabezpieczenia finansowego (lub podobne podmioty) Towarzystwa ubezpieczeniowe/reasekuracyjne

PO WYKRYCIU BEZPOŚREDNIEGO ZAGROŻENIA LUB SZKODY W ŚRODOWISKU (nie jest to obowiązek narzucony w ramach dyrektywy, ale możliwa rola) • Wnoszą wkład w ocenę szkód i środków zaradczych

Eksperci Z zakresu ekologii, innych dziedzin nauki, oceny ryzyka, inżynierii, planowania i wdrażania środków zaradczych, ekonomii, prawa i innych dziedzin, którzy pomagają we wdrażaniu dyrektywy

PO WYKRYCIU BEZPOŚREDNIEGO ZAGROŻENIA LUB SZKODY W ŚRODOWISKU (nie jest to obowiązek narzucony w ramach dyrektywy, ale możliwa rola) • Oceniają, poddają przeglądowi i nadzorują ocenę szkód (bezpośrednich lub

faktycznych) oraz wybór, opracowywanie i wdrażanie wariantów środków zaradczych

• Monitorują rezultaty działań

1.8 Koszty środków zaradczych Koszty, jakie właściwy organ zobowiązany jest odzyskać od podmiotów gospodarczych zgodnie z przepisami dyrektywy (w wypadku gdy przeprowadził działania zapobiegawcze i/lub zaradcze), obejmują: • koszty dokonania oceny szkody w środowisku lub bezpośredniego zagrożenia taką szkodą oraz koszty określenia

możliwych wariantów działań zaradczych; • koszty administracyjne, prawne i egzekucyjne; • koszty gromadzenia danych, inne koszty ogólne oraz koszty monitorowania i nadzoru; • koszty środków zapobiegawczych i/lub zaradczych. Co do zasady, w wypadku gdy istnieje kilka możliwości technicznych odpowiadających temu samemu celowi zaradzenia szkodom, wybiera się najtańszy wariant. Wspomina się o tym w dyrektywie, ponieważ jest to kluczowa zasada analizy kosztów, wyników i korzyści, która ma zastosowanie do możliwych wariantów technicznych realizacji podstawowych, uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych.

37

Ostateczny koszt obowiązków ciążących na poszczególnych podmiotach zależeć będzie od charakteru szkody i od rodzaju wymaganych działań zaradczych. Dyrektywa nie określa żadnego pułapu potencjalnych kosztów realizacji działań zaradczych. Przewiduje jednak w załączniku II, iż właściwy organ może wstrzymać działania zaradcze przed przywróceniem warunków początkowych lub im równoważnych, jeżeli koszty środków zaradczych byłyby nieproporcjonalne do korzyści osiągniętych w środowisku naturalnym, jednak pod warunkiem że na danym etapie nie ma już znaczącego ryzyka wystąpienia negatywnego wpływu na zdrowie ludzi, wodę lub gatunki chronione i siedliska przyrodnicze (załącznik II pkt 1.3.3). W dyrektywie nie zdefiniowano pojęcia „nieproporcjonalności”. Pojawia się ono także w ramowej dyrektywie wodnej, lecz również tam nie zostało zdefiniowane. W praktycznych zastosowaniach zgodnych z dyrektywą ELD można jednak skorzystać z doświadczeń płynących z badań nad stosowaniem ramowej dyrektywy wodnej (WATECO, 2003). Ich wyniki wskazują, że choć teoretycznie obowiązuje zasada, iż koszty środków zaradczych nie powinny przekraczać płynących z nich korzyści, w ostatecznym rozrachunku kwestia nieproporcjonalności podporządkowana jest osądowi politycznemu opartemu na danych ekonomicznych. Ze względu na brak pewności co do szacunkowych kosztów i korzyści, w rozważaniach nad nieproporcjonalnością należy wziąć pod uwagę następujące elementy: • ocena kosztów i korzyści obejmować musi zarówno aspekty jakościowe, jak i ilościowe; • margines, o jaki koszty przewyższają korzyści, musi być istotny i musi mieć wysoki poziom ufności; • nieproporcjonalność nie powinna zaczynać się w momencie, gdy wyliczone koszty po prostu przekroczą

wymierne korzyści; • osoba podejmująca decyzję może także uwzględnić kwestię proporcjonalności podziału kosztów środków

zaradczych między podmioty ponoszące odpowiedzialność (w wypadku gdy spoczywa ona na większej liczbie podmiotów) w stosunku do udziału każdego z nich w wyrządzonej szkodzie.

1.9 Finansowanie kosztów działań zaradczych Głównym źródłem finansowania podstawowych, uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych zgodnie z przepisami dyrektywy ELD jest odpowiedzialny podmiot gospodarczy. Podmiot gospodarczy pokrywa nie tylko koszty wymaganych działań zapobiegawczych i zaradczych, lecz także związane z tym koszty dodatkowe i administracyjne, w tym koszty poniesione przez właściwy organ w związku z wdrożeniem systemu. Obejmować one będą wszystkie koszty ustalenia i opisania wyrządzonej szkody, koszty badań i wyboru właściwych środków zaradczych, koszty wdrożenia wymaganych środków, a także koszty monitorowania i utrzymania skuteczności podjętych działań po ich zakończeniu. Poza tym jedynymi osobami, jakie jeszcze mogą odpowiadać za pokrycie kosztów zgodnie z dyrektywą ELD, są osoby trzecie (w tym organy publiczne, jeżeli wydały one podmiotowi gospodarczemu polecenie lub wskazówkę, które spowodowały szkodę w środowisku), które uznane zostały za odpowiedzialne za powstanie szkody, bądź inne podmioty gospodarcze, co do których ustalono, że ponoszą współodpowiedzialność za wyrządzenie szkody. Jeżeli odpowiedzialny podmiot gospodarczy (lub osoba trzecia) nie wywiąże się z obowiązku podjęcia środków zaradczych bądź nie ponosi odpowiedzialności ze względu na zastosowanie linii obrony lub wyjątków przewidzianych w dyrektywie, właściwy organ uprawniony jest do samodzielnego podjęcia takich środków, choć zgodnie z przepisami dyrektywy nie jest do tego prawnie zobowiązany. W wypadku gdy organ ten zdecyduje się na podjęcie

38

takowych środków, zobowiązany jest uzyskać zwrot poniesionych kosztów od odpowiedzialnych podmiotów w takim zakresie, w jakim jest to możliwe.

1.10 Zabezpieczenia finansowe W art. 14 dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko stwierdza się, że państwa członkowskie podejmują środki w celu wspierania rozwoju instrumentów i rynków zabezpieczeń finansowych przez odpowiednie podmioty gospodarcze i finansowe, w tym również mechanizmów finansowych stosowanych w wypadku niewypłacalności, mając na celu umożliwienie podmiotom gospodarczym wykorzystania gwarancji finansowych, które obejmowałyby ich obowiązki powstałe na mocy dyrektywy. Komisji Europejskiej zlecono przygotowanie sprawozdania analizującego działania podejmowane przez państwa członkowskie w celu spełnienia tego obowiązku oraz przedstawiającego przegląd różnych rodzajów zabezpieczeń finansowych dostępnych na rynku. W opublikowanym w 2010 r. sprawozdaniu Komisja stwierdziła, że unijny rynek zabezpieczeń rozwija się i dostępne są różne instrumenty zapewniające zabezpieczenie finansowe. Dokument zawierał w szczególności następujące ustalenia: • najpopularniejszym instrumentem stosowanym w kontekście zabezpieczenia odpowiedzialności za środowisko

okazały się ubezpieczenia; wspólne ubezpieczenia funkcjonują w Hiszpanii, Francji i we Włoszech; • z gwarancji bankowych najczęściej korzysta się w Austrii, Belgii, na Cyprze, w Czechach, Hiszpanii, Holandii,

Polsce i w Zjednoczonym Królestwie; • inne instrumenty rynkowe (w odniesieniu do ogólnej odpowiedzialności za środowisko), takie jak fundusze,

obligacje itp., były przedmiotem dyskusji w Austrii, Belgii, Bułgarii, na Cyprze, w Hiszpanii i w Polsce. W sprawozdaniu Komisji stwierdzono, że na ówczesnym etapie osiem państw członkowskich (Bułgaria, Czechy, Grecja, Hiszpania, Portugalia, Rumunia, Słowacja i Węgry) wprowadziły już bądź zamierzały wprowadzić obowiązkowe zabezpieczenie finansowe zgodnie z dyrektywą ELD, z zastosowaniem różnych metod i w różnych terminach sięgających 2014 r. Systemy te często opierają się na ocenie ryzyka15 we właściwych sektorach i w odniesieniu do określonych podmiotów gospodarczych oraz obejmują różne krajowe przepisy wykonawcze regulujące takie kwestie, jak pułapy odszkodowania, wyjątki itp. W momencie publikacji sprawozdania w pozostałych państwach członkowskich wciąż stosowano dobrowolne zabezpieczenia finansowe. Trwają zlecone przez Komisję Europejską badania dotyczące możliwości utworzenia ogólnoeuropejskiego funduszu na rzecz zwalczania skutków klęsk / mechanizmu podziału ryzyka, który będzie miał zastosowanie w odniesieniu do poważnych awarii przemysłowych i potencjalnie mógłby być finansowany z obowiązkowych składek.

1.11 Najważniejsze daty • Państwa członkowskie zobowiązane są złożyć Komisji sprawozdanie z doświadczeń z wdrożenia i stosowania

dyrektywy ELD w terminie do 30 kwietnia 2013 r. • Komisja Europejska zobowiązana jest przedstawić sprawozdanie wraz z przeglądem dyrektywy w terminie do

30 kwietnia 2014 r.

15 Oszacowanie ryzyka wyliczone na postawie skali potencjalnego zagrożenia i prawdopodobieństwa jego zaistnienia.

39

2. ZARYS PROCEDURY STOSOWANIA DYREKTYWY: PLANOWANIE DZIAŁAŃ ZARADCZYCH

Procedura oceny, czy w danym wypadku znajduje zastosowanie dyrektywa ELD, rozpoczyna się z chwilą wykrycia zdarzenia lub bezpośredniego zagrożenia przez właściwy organ, zgłoszenia go przez podmiot gospodarczy bądź zgłoszenia go właściwemu organowi przez osobę trzecią (osobę uprawnioną w rozumieniu art. 12 ust. 1 dyrektywy). Schemat przedstawiony na rys. 2.1 ilustruje etapy procedury mającej zastosowanie do przypadków mogących wchodzić w zakres dyrektywy.

Szkoda lub bezpośrednie

zagrożenie

Niezwłoczne działania w celu

zapobieżenia (dalszym) szkodom

Ocena szkody w środowisku

Plan działań zaradczych

Realizacja i monitorowanie

działań zaradczych oraz

sprawozdawczość Zgodnie z

dyrektywą i transponującymi

ją przepisami krajowymi

Podmioty gospodarcze opanowują, ograniczają

i usuwają szkody oraz zapobiegają dalszym szkodom

(art. 6 ust. 1 lit. a))

Właściwy organ podejmuje decyzję o uznaniu szkody w środowisku za poważną i byłoby najlepiej, gdyby współpracował z podmiotem

gospodarczym w celu jej

ilościowego określenia

(włącznie ze stratą przejściową)

Właściwy organ ustala rodzaj

i skalę środków zaradczych, jakie

należy podjąć, włączając w ten proces podmiot

gospodarczy i inne zainteresowane

strony [zob. rys. 2.2]

Podmiot gospodarczy podejmuje wymagane

uzupełniające i komplementarne środki zaradcze,

monitoruje realizację działań i składa sprawozdania [zob. rys. 2.2]

Rysunek 2.1. Stosowanie dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko (zaadaptowano na podstawie szczegółowych wytycznych Defra (Zjednoczone Królestwo) z 2009 r.) * Termin „podstawowe środki zaradcze” oznacza w tym wypadku działania średniookresowe i długofalowe. Choć ostateczna decyzja należy do właściwego organu, to ze względu na sprawność i skuteczność działania, przy wykrywaniu szkód lub bezpośredniego zagrożenia, ocenie szkody oraz wariantów środków zaradczych powinny współpracować wszystkie zainteresowane strony (zwłaszcza właściwy organ i dany podmiot gospodarczy lub podmioty gospodarcze). W art. 7 ust. 2 dyrektywy wyraźnie stwierdza się, że „właściwe władze decydują, w razie konieczności we współpracy z odpowiednim podmiotem gospodarczym”. Jak wspomniano w rozdziale 1, dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko odwołuje się do kilku różnych dyrektyw opisujących zasoby, w odniesieniu do których dyrektywa ELD ma zastosowanie. By upewnić się, że działalność, która wyrządziła szkodę w środowisku, wchodzi w zakres dyrektywy ELD, należy wpierw ustalić właściwą w danym wypadku dyrektywę (lub krajowe przepisy wykonawcze). Należyte ustalenie odpowiednich przepisów gwarantuje także, iż zastosowane zostaną właściwe kryteria w trakcie oceny szkody i określania skali działań zaradczych. W niektórych wypadkach może się okazać, że należy uwzględnić kilka dyrektyw (lub uregulowań krajowych), zależnie od charakteru zdarzenia i szkody.

40

Podstawowe środki zaradcze (wraz z kompensacyjnymi środkami zaradczymi lub bez nich) mogą, ale nie muszą wystarczyć do przywrócenia danego zasobu lub usługi do warunków początkowych. Jeśli się to powiedzie, procedura stosowania dyrektywy ELD może dobiec końca (pod warunkiem że kontynuowane będą działania monitorujące i sprawozdawcze). Jeżeli zaś w rozsądnym czasie nie można przywrócić warunków początkowych, należy ocenić straty przejściowe oraz opracować warianty kompensacyjnych środków zaradczych. Schemat przedstawiony na rysunku 2.2 ilustruje proces ustalania rodzaju i skali środków zaradczych. W niektórych przypadkach występować może konieczność zmiany planów działań zaradczych. Procedury prawne zależą od obowiązującego ustawodawstwa krajowego. Trybunał Sprawiedliwości Unii Europejskiej wskazał w tym kontekście wymogi minimalne, jakie właściwy organ powinien uwzględnić w wypadku, gdy uznaje, że do (lepszej) realizacji wyznaczonego celu konieczna jest zmiana przyjętych środków zaradczych. Wymagania te znalazły wyraz w sprawach połączonych C-379/08 i C-380/08, punkty 46–67 oraz punkt pierwszy wyroku (zob. ramkę 2.1). Z wywodów tych wynika, że ustawodawstwo krajowe może wymagać dodatkowych kroków proceduralnych, pod warunkiem że spełnione zostaną trzy wymogi minimalne przewidziane przez Trybunał Sprawiedliwości.

Rysunek 2.2. Ustalanie środków zaradczych (zaadaptowano na podstawie szczegółowych wytycznych Defra (Zjednoczone Królestwo) z 2009 r.) * Na tym etapie procedury podmiot gospodarczy zawiadomił już właściwy organ o zdarzeniu lub właściwy organ wykrył już szkodę.

Właściwy organ zawiadamia podmiot gospodarczy, że szkoda ma poważny

charakter* – w określonym terminie należy przedstawić propozycje środków zaradczych

Podmiot gospodarczy przedstawia środki zaradcze w terminie wyznaczonym przez

właściwy organ – najlepiej we współpracy z właściwym organem

Właściwy organ przeprowadza konsultacje z zainteresowanymi stronami

Właściwy organ podejmuje decyzję o wyborze wariantów środków zaradczych,

uwzględniając propozycje podmiotu gospodarczego i uwagi osób uprawnionych

Plan działań zaradczych powinien określać: - Cele działań zaradczych - Działania już podjęte oraz działania planowane

(podstawowe, kompensacyjne i uzupełniające) - Oczekiwane rezultaty - Środki ograniczające niepewność - Kalkulacje i robocze szacunki informacyjne dotyczące

skali wszelkich działań zaradczych - Koszt działań - Plan monitorowania

Kryteria oceny wariantów uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych: - Równoważność między zasobami lub usługami, które

uległy szkodzie, a zasobami lub usługami poddanymi środkom zaradczym (równoważność debetu i kredytu)

- Prawdopodobieństwo powodzenia - Prawdopodobieństwo kontynuacji środków zaradczych

w przyszłości - Koszty: proporcjonalne czy nieproporcjonalne

41

Ramka 2.1. Trybunał Sprawiedliwości Unii Europejskiej – sprawy C-379/08 i C-380/08 Wyrok w sprawie C-379/08 i C-380/08, pkt 1: Z powyższych względów Trybunał (wielka izba) wydaje następujący wyrok: 1. Art. 7 i art. 11 ust. 4 dyrektywy 2004/35/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 21 kwietnia 2004 r. w sprawie

odpowiedzialności za środowisko w odniesieniu do zapobiegania i zaradzania szkodom wyrządzonym środowisku naturalnemu w związku z załącznikiem II do tej dyrektywy należy interpretować w ten sposób, że właściwe władze są uprawnione do zarządzenia istotnej zmiany środków zaradczych zmierzających do naprawienia szkód wyrządzonych środowisku naturalnemu, które zastosowano po przeprowadzeniu postępowania kontradyktoryjnego przy współpracy z zainteresowanymi podmiotami gospodarczymi i które zostały już wdrożone lub których wdrażanie zostało rozpoczęte. Jednakże w celu wydania takiej decyzji:

władze te zobowiązane są do wysłuchania podmiotów gospodarczych, wobec których środki te zostały zastosowane, chyba że ze względu na skalę zagrożenia dla środowiska naturalnego konieczne jest natychmiastowe podjęcie działań przez właściwe władze; władze te winny także zachęcać w szczególności osoby, na których terenie będą realizowane środki zaradcze, do przedstawiania swoich uwag, które zostaną uwzględnione, oraz władze te winny uwzględnić kryteria wskazane w pkt 1.3.1 załącznika II do dyrektywy 2004/35 oraz wskazać w swej decyzji powody uzasadniające dokonany wybór, a także, w stosownym wypadku, okoliczności, które pozwalają uzasadnić, że przeprowadzenie szczegółowej analizy w oparciu o te kryteria było niecelowe lub niemożliwe, na przykład ze względu na skalę zagrożenia dla środowiska naturalnego.

Wyrok w sprawie C-378/08, tiret drugie: Z powyższych względów Trybunał (wielka izba) wydaje następujący wyrok: Jeżeli (…) Dyrektywa 2004/35 nie sprzeciwia się obowiązywaniu przepisów krajowych, które umożliwiają właściwym władzom działającym na jej podstawie przyjęcie domniemania, że istnieje związek przyczynowy – także w przypadku zanieczyszczeń o charakterze rozproszonym – między działalnością podmiotów gospodarczych a stwierdzonym zanieczyszczeniem ze względu na położenie należących do nich urządzeń w pobliżu strefy zanieczyszczenia. Jednakże zgodnie z zasadą „zanieczyszczający płaci” dla przyjęcia domniemania istnienia takiego związku przyczynowego władze te winny dysponować wiarygodnymi przesłankami mogącymi uzasadniać to domniemanie, takimi jak położenie urządzeń należących do danego podmiotu gospodarczego w pobliżu miejsca stwierdzonego zanieczyszczenia i istnienie powiązania między wykrytymi substancjami zanieczyszczającymi a składnikami wykorzystywanymi przez ten podmiot w ramach jego działalności.

42

3. STOSOWANIE DYREKTYWY ELD – OCENA SZKODY: OGÓLNY ZARYS OCENY WSTĘPNEJ, PODSTAWOWYCH ŚRODKÓW ZARADCZYCH I ANALIZY RÓWNOWAŻNOŚCI

Rysunek 3.1 pokazuje kolejne etapy działań, jakie należy podjąć, dokonując oceny szkody i wyboru wariantów środków zaradczych. Etap 1 został opisany w niniejszym rozdziale. Etapów 2–5 dotyczy dwudniowy pakiet szkoleniowy.

Rysunek 3.1. Etapy analizy równoważności

Etap 1 Ocena wstępna

Opisanie zdarzenia

Wskazanie i opisanie stanowisk, środowisk, siedlisk i gatunków, które uległy

Określenie charakteru, stopnia oraz zasięgu przestrzennego i czasowego powstałych lub przewidywanych szkód w środowisku

Określenie potencjalnych kwestii społecznych, gospodarczych i transgranicznych

Rozpoczęcie analizy dodatkowych działań oceniających: potencjalna konieczność wdrożenia uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych; rodzaje i hierarchia metod równoważności; rodzaje danych potrzebnych do przeprowadzenia oceny

Oszacowanie korzyści z podstawowych środków zaradczych

Ustalenie odpowiedniego zakresu oceny

Etap 2 Ustalenie i ilościowe określenie szkody

(debet)

Etap 4 Określenie skali uzupełniających i

kompensacyjnych środków zaradczych

Etap 5 Monitorowanie i sprawozdawczość

Etap 3 Ustalenie i ilościowe określenie korzyści ze środków zaradczych

(k d )

Wskazanie zasobów, siedlisk i usług, które uległy szkodzie

Ustalenie przyczyn szkody

Ilościowe określenie szkody

Obliczenie strat przejściowych i debetu całkowitego

Wskazanie i ocena potencjalnych wariantów środków zaradczych

Obliczenie korzyści (kredytów) z poszczególnych wariantów środków zaradczych

Planowanie i wdrażanie środków zaradczych

Monitorowanie skuteczności środków zaradczych

Sprawozdanie

Obliczenie korzyści (kredytów) jednostkowych

Określenie skali środków zaradczych

Oszacowanie kosztów wariantów środków zaradczych

Rozważenie, czy koszty nie są nieproporcjonalne

Zajęcie się kwestią niepewności i zmiennych wyników analizy równoważności

43

W niniejszym rozdziale opisano zakres oceny wstępnej, której celem jest określenie potencjalnego poziomu szkód i ustalenie, czy uzasadnione jest przeprowadzanie dalszej oceny. W ramkach przedstawiono analizę przypadku (przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X) jako przykład oceny wstępnej. Należy zauważyć, że informacje gromadzone w trakcie oceny wstępnej są niezbędne do stwierdzenia, czy dane zdarzenie jest objęte zakresem dyrektywy ELD. Dlatego też nie ma konieczności ustalenia, że zdarzenie jest objęte dyrektywą, zanim przeprowadzi się ocenę wstępną. Obszerność i zakres oceny szkód zgodnie z dyrektywą, a zatem także nakład pracy analitycznej, będą różne w zależności od specyficznych czynników związanych z poszczególnymi zdarzeniami, liczby dotkniętych szkodą zasobów i usług, dostępności informacji oraz dostępności podstawowych, uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych. Kluczowe pytania, na które należy udzielić odpowiedzi w trakcie oceny wstępnej, można podzielić na dwie główne kategorie: kontekst zdarzenia i skutki zdarzenia. Informacje dotyczące kontekstu zdarzenia obejmują następujące kwestie: • Który podmiot gospodarczy jest odpowiedzialny? • Jakie materiały zostały uwolnione i do jakich siedlisk? • Czy jest prawdopodobne, że zasoby naturalne uległy (ulegną) szkodzie w wyniku zdarzenia (bezpośredniego

zagrożenia) objętego dyrektywą? • Czy istnieje związek przyczynowy między uwolnieniem a szkodą? • Czy jest prawdopodobne, że szkody będą poważne (do ustalenia przez państwo członkowskie, lecz zapewne

z uwzględnieniem kwestii takich, jak zakres, nasilenie i czas trwania szkód)? Informacje dotyczące skutków zdarzenia obejmują następujące kwestie: • Czy jest prawdopodobne, że podstawowe środki zaradcze w pełni zrekompensują szkody w środowisku? • Czy jest prawdopodobne, że konieczne będą uzupełniające lub kompensacyjne środki zaradcze w celu

wyrównania strat? • Czy jest prawdopodobne, że szkody wpłynęły lub wpłyną na usługi dla ludzi? • Jak szczegółowa powinna być ocena? Etapy działań związanych z oceną wstępną, zgodnie z przybliżoną kolejnością ich podejmowania, obejmują: 1) opisanie zdarzenia; 2) wskazanie i opisanie stanowisk, środowisk, siedlisk i gatunków, które uległy szkodzie; 3) określenie charakteru, stopnia oraz zasięgu przestrzennego i czasowego powstałych lub przewidywanych szkód

w środowisku; 4) określenie potencjalnych kwestii społecznych, gospodarczych i transgranicznych; 5) oszacowanie korzyści z podstawowych środków zaradczych; 6) rozpoczęcie analizy dodatkowych działań oceniających:

a) potencjalna konieczność wdrożenia uzupełniających lub kompensacyjnych środków zaradczych; b) rodzaje i hierarchia metod analizy równoważności; c) rodzaje danych potrzebnych do przeprowadzenia oceny.

44

Nie jest możliwe ustalenie z góry, jakie konkretnie informacje zostaną zgromadzone podczas oceny wstępnej. Jednakże poniżej opisano bardziej szczegółowo rodzaje informacji, które należy ocenić na poszczególnych etapach. W czasie oceny wstępnej właściwy organ oraz podmiot gospodarczy powinny rozpocząć także ocenę potencjalnego nakładu pracy niezbędnego do dokonania ogólnej oceny.

3.1 Opisanie zdarzenia Szczegóły dotyczące zdarzenia mogą pomóc odpowiedzieć na pytania dotyczące rodzaju i czasu trwania szkód, związku przyczynowego i odpowiedzialności oraz możliwości regeneracji zasobów. Opis zdarzenia powinien być na tyle szczegółowy, na ile to praktycznie możliwe. Ważne jest, by dokonując oceny potencjalnej odpowiedzialności związanej z różnymi rodzajami zdarzeń, analizujący uwzględnili właściwe w danym przypadku dyrektywy i/lub prawodawstwo krajowe. W zależności od sytuacji, podczas oceny potencjalnych szkód i potrzeby zastosowania środków zaradczych rzeczą rozważną może być przyjmowanie ostrożnych założeń co do potencjalnych negatywnych skutków. Takie podejście pozwoliłoby mieć pewność, że wynik inny niż oczekiwany nie spowoduje zbyt dużych różnic co do wielkości potrzebnych rekompensujących środków zaradczych. Jeśli chodzi o szkody powstałe ex post, należy zgromadzić szczegółowe informacje dotyczące charakteru, momentu wystąpienia, miejsca i czasu trwania zdarzenia. Powinny one obejmować informacje dotyczące potencjalnie odpowiedzialnych podmiotów gospodarczych oraz uwolnionych materiałów. Gromadzenie odpowiednich informacji może obejmować wstępne działania dochodzeniowe. W odniesieniu do wypadków takich jak wycieki i uwolnienia należy opisać warunki środowiskowe, które mają wpływ na potencjalny transport zanieczyszczeń i ekspozycja na nie w środowisku. Dodatkowo należy wskazać potencjalne negatywne skutki, jakie mogą wiązać się ze zdarzeniem, oraz zebrać i rozważyć stosowne dane pozwalające ustalić, czy istnieje związek przyczynowy między zdarzeniem a potencjalnymi negatywnymi skutkami. Na etapie oceny wstępnej wskazanie szerokiej gamy potencjalnych negatywnych skutków może być lepszym rozwiązaniem niż ryzykowanie zbytniego zawężenia potencjalnych konsekwencji zdarzenia. Opisując charakter zdarzenia, należy starać się wskazać te cechy, które mogą mieć wpływ na charakter i zakres potencjalnych negatywnych skutków i pomogą podjąć decyzję co do środków zaradczych. Opis zdarzenia może obejmować: • szczegółowy opis uwolnienia, zdarzenia lub projektu; • moment wystąpienia i czas trwania zdarzenia; • konkretny charakter chemicznych, fizycznych lub biologicznych stresorów związanych ze zdarzeniem; • warunki pogodowe; • wdrożone już ewentualnie działania ratownicze, podstawowe środki zaradcze lub planowe działania łagodzące. Nie wszystkie wyliczone powyżej informacje będą istotne w przypadku poszczególnych zdarzeń. Dlatego też ważne jest, by rozważyć, jakiego rodzaju wstępne informacje są niezbędne do dokładnego opisania danego zdarzenia. W tabeli 3.1 przedstawiono przykłady zdarzeń, które mogą spowodować szkodę w zasobach objętych dyrektywą ELD.

45

Tabela 3.1. Przykłady zdarzeń, które mogą spowodować szkodę zdefiniowaną w dyrektywie ELD Rodzaje zdarzeń, które mogą powodować szkody w siedliskach i gatunkach: • bezpośrednie usunięcie chronionych siedlisk i gatunków; • świadome dążenie do zabicia oraz zabijanie gatunków chronionych; • zakłócenie poprzez działania eksploatacyjne (np. nadmierną rekreację); • zanieczyszczenia chemiczne; • szkody fizyczne; • zakłócenie poprzez działania operacyjne, np. projekty budowlane i prace rozbiórkowe czy nadmierną

rekreację; • burzenie budynków powodujące hałas i drgania; • zanieczyszczenie mikrobiologiczne, będące rezultatem np. niewłaściwych praktyk rolniczych, w wyniku których

surowe nieprzetworzone odchody płynne zwierzęce są wprowadzane do gleby, a następnie do wód podziemnych i powierzchniowych, lub są bezpośrednio wprowadzane do wód powierzchniowych, gdzie powodują szkody w chronionych gatunkach i siedliskach wodnych.

Rodzaje zdarzeń, które mogą powodować szkody w wodach: • przedostanie się obornika do jednolitej części wód (takie zdarzenie należy rozważyć pod kątem tego, czy wiąże

się ono z działalnością, o której mowa w załączniku III, i czy dane państwo członkowskie wyłączyło osady ściekowe z rodzajów działalności, o których mowa w załączniku III);

• pobór wody powodujący zmianę stanu jednolitej części wód; • zrzut z zakładów przemysłowych przekraczający przepustowość oczyszczalni i zanieczyszczający jednolitą część wód; • wydobywanie się ładunku z pojazdu cysterny lub wagonu cysterny przewożącego chemikalia (np. w wyniku

wypadku); • budowa tamy na jednolitej części wód bez odpowiedniej oceny i zezwolenia, powodująca fizyczne zmiany

środowiska wodnego, np. gromadzenie się osadów, osadzanie się osadów na skorupiakach objętych ochroną, odcięcie migrujących gatunków ryb od tarlisk;

• przedostawanie się wody słonej do wód podziemnych (np. w wyniku długotrwałego nadmiernego odprowadzania wody);

• wycieki chemikaliów i ropy naftowej z podziemnych i naziemnych obiektów magazynowych, przeładunkowych i transportowych, powodujące szkody w wodach podziemnych i powierzchniowych.

Rodzaje zdarzeń, które mogą powodować szkody w powierzchni ziemi Zdarzenia, które powodują szkody w powierzchni ziemi, mogą obejmować szkody w glebie i wodach podziemnych oraz migrację zanieczyszczeń do wód powierzchniowych powodujące negatywne skutki dla zdrowia ludzkiego poprzez: • bezpośrednie uwalnianie się par i pogorszenie jakości powietrza w budynkach i na zewnątrz; • większe stężenie zanieczyszczeń w glebie, które może powodować poważne szkody poprzez drogi ekspozycji,

takie jak bezpośredni kontakt ze skórą, wdychanie pyłów, tworzenie się i wdychanie par; • połknięcie skażonych produktów żywnościowych, pokrytych skażonym pyłem lub pochodzących z roślin

uprawianych na skażonej glebie; • połknięcie wody z dotkniętego oddziaływaniem szkód systemu dostaw wody pitnej.

46

Wybrane przykłady zdarzeń, które mogą powodować szkody dotyczące powierzchni ziemi: • zanieczyszczenie gruntu powodowane przez dużą pralnię chemiczną wpływa na jakość powietrza w pobliskich

budynkach mieszkalnych; • system oczyszczania spalin spalarni odpadów przestaje działać i na pobliskim osiedlu mieszkaniowym poziom

zanieczyszczenia wierzchniej warstwy gleby metalami ciężkimi przekracza dopuszczalne normy; • przypadkowe uwolnienie substancji chemicznych z obszarów magazynowania, przeładunku i produkcji oraz

przenikanie gazów do pomieszczeń i przez ziemię, przenikanie chemikaliów przez przewody kanalizacyjne i kanały techniczne do gleby i wód podziemnych;

• zamierzone niedozwolone składowanie odpadów na powierzchni ziemi lub pod ziemią, powodujące wytwarzanie gazów i ich przenikanie do pobliskich budynków mieszkalnych oraz skażenie chemiczne wód podziemnych wykorzystywanych w systemie dostaw wody pitnej oraz wód powierzchniowych wykorzystywanych jako kąpieliska;

• likwidacja zakładu powodująca przypadkowy wyciek produktów naftowych lub chemikaliów do gleby i wód podziemnych;

• rozbiórka budynków, podczas której dochodzi do pęknięcia nieużywanych rur i zbiorników zawierających resztki produktów naftowych lub chemikaliów, w rezultacie czego przedostają się one do gleby i wód podziemnych.

Ramka 3.1. Opis zdarzenia będącego podstawą analizy przypadku: Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X W dniu 22 lutego 2011 r. w dolinie X (lokalizacja hipotetyczna), w miejscu składowania odpadów przeróbczych z górnictwa zwięzłych surowców skalnych, miała miejsce potężna zimowa ulewa. Deszcz stopił śnieg zalegający w dolinie, co ostatecznie doprowadziło do przerwania zapory składowiska. W rezultacie górnicze odpady przeróbcze spłynęły do rzeki X. Mimo że służby ratownicze dotarły na miejsce przerwania zapory przed upływem doby, do czasu naprawienia zapory wiele tysięcy ton górniczych odpadów przeróbczych przedostało się do rzeki X, spłynęło co najmniej 10 km w dół rzeki i dotarło na duże chronione tereny podmokłe rozciągające się w miejscu łączenia się rzeki X z inną rzeką. Naoczne obserwacje pozwoliły założyć, że większość odpadów opadła na dno i osadziła się na tychże terenach podmokłych, choć składniki odpadów potencjalnie nadal przedostawały się dalej w dół systemu rzecznego. Podmiot gospodarczy odpowiedzialny za obiekt natychmiast zawiadomił o zdarzeniu odpowiednie organy. Powiadomili je także mieszkańcy terenów położonych w dół rzeki, wyrażając obawy o jakość wody i zasoby ryb. W tygodniach następujących po przerwaniu zapory przeprowadzono wstępną ocenę zdarzenia. Na etapie oceny wstępnej uzyskano następujące informacje: • Jeśli chodzi o moment wystąpienia i czas trwania zdarzenia, ustalono, że było to pojedyncze krótkotrwałe (mniej

niż 2 dni) uwolnienie odpadów przeróbczych; jednakże uwolnione odpady stanowią długotrwałe zagrożenie dla środowiska.

• Odpady przeróbcze zawierały w bardzo dużym stężeniu określone metale ciężkie (np. miedź, cynk i kadm) i były dość kwaśne (pH ok. 4).

• W związku z dużymi opadami deszczu i topnieniem śniegu natężenie przepływu wody w rzece była bardzo duża w porównaniu ze zwykłą prędkością w okresie zimowym.

• Działania ratownicze podjęte w obiekcie pozwoliły na szybkie naprawienie zapory składowiska odpadów przeróbczych. Na czas prowadzenia napraw wstrzymano wszelkie działania z zakresu przeróbki kopalin. Nie podjęto żadnych działań ratowniczych dotyczących rzeki lub terenów podmokłych.

47

• Wykonano szereg zdjęć dokumentujących zdarzenie, a podmiot odpowiedzialny za obiekt pobrał szereg próbek wody z rzeki na odcinku 10 km w górę rzeki od terenów podmokłych. Nie pobrano próbek z terenów podmokłych ani z biegu rzeki poniżej tych terenów.

• Pojawiły się niepotwierdzone doniesienia o martwych pstrągach potokowych widzianych przy brzegach rzeki, jednak nie przystąpiono do systematycznego pobierania próbek bioty.

• Uzyskano dane o jakości wody w rzece z okresu przed zdarzeniem. Jednakże ilość tych zebranych na podstawie próbek danych była niewielka. Nie znaleziono żadnych danych biologicznych dotyczących odcinków rzeki, które doznały uszczerbku. Sporządzono jednak wcześniej szczegółowy inwentarz dla terenów podmokłych i ich mapę; zostały one też uznane za tereny podmokłe o szczególnej wartości przyrodniczej.

3.2 Wstępne wskazanie i opisanie stanowisk, środowisk, siedlisk i gatunków, które uległy szkodzie

Działania prowadzone na tym etapie ułatwią wskazanie zasobów, w przypadku których jest najbardziej prawdopodobne, że uległy szkodzie lub są zagrożone z powodu zdarzenia. Konieczne może być przeprowadzenie oceny potencjalnej rzadkości danego zasobu lub siedliska; stanu ochrony potencjalnie dotkniętych szkodą gatunków i kluczowych siedlisk; jak też innych czynników lokalnych lub regionalnych, które mogą zmniejszyć lub zwiększyć prawdopodobieństwo bądź zakres szkód. Działania podejmowane w ramach oceny wstępnej mogą obejmować wizytę na miejscu; przegląd literatury, baz danych i źródeł internetowych w celu zidentyfikowania informacji dotyczących (potencjalnie) zagrożonych zasobów; określenie początkowych cech ekologicznych, biologicznych i fizycznych uszkodzonych zasobów. Można skontaktować się z ekspertami, aby uzyskać dodatkowe informacje. Na przykład podmioty zarządzające zasobami często mają niepublikowane dane, które można wykorzystać do określenia warunków początkowych i wskazania zasobów, które potencjalnie mogą ulec szkodzie. Rodzaje informacji, które mogą być przydatne do zidentyfikowania dotkniętych szkodą stanowisk, środowisk, siedlisk i usług, to m.in.: • określenie potencjalnie narażonych lub dotkniętych szkodą zasobów i usług (w tym usług ekosystemowych

i usług użytecznych dla człowieka); • ustalenie i policzenie osób zwiedzających, które ucierpiały wskutek zdarzenia lub uwolnienia; • dane dotyczące fizycznych, biologicznych lub chemicznych cech zasobów naturalnych, które doznały szkody. Działania podjęte na tym etapie pomogą właściwemu organowi w ustaleniu wykonalności, stopnia trudności i szczegółowości ewentualnej oceny. Te wstępne ustalenia powinny obejmować: • analizę rodzajów dostępnych danych; • jakość i ilość tych danych; • czas i obszar, którego dotyczą dane; • ustalenie dostępności danych dotyczących warunków początkowych; • inne informacje istotne z punktu widzenia wskazania i opisania dotkniętych szkodą zasobów i usług; • dane pozwalające ustalić stopień i zakres szkód w stanowiskach, środowiskach, siedliskach, gatunkach, funkcjach

i usługach.

48

Ramka 3.2. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: wstępne wskazanie i opisanie stanowisk, środowisk, siedlisk i gatunków, które uległy szkodzie

Wstępnego ustalenia zasobów, które mogły ulec szkodzie, dokonano na podstawie rozmów z posiadającymi dużą wiedzę lokalnymi zarządcami zasobów, przeglądu opublikowanych informacji dotyczących danego stanowiska i podobnych miejsc, dyskusji z podmiotem gospodarczym zarządzającym obiektem, wizyt na miejscu oraz zdjęć. Zasoby, które mogły ulec szkodzie, obejmowały: • jakość wody w rzece i na terenie podmokłym; • jakość osadów w rzece i na terenie podmokłym; • siedliska rzeczne, łęgowe i podmokłe; • biotę wodną, w szczególności pstrągi potokowe i bezkręgowce wodne; • roślinność terenów podmokłych; • małe ssaki i ptaki migrujące, które mogą ew. korzystać z siedlisk podmokłych w miesiącach letnich. Stanowiska, które mogły ulec szkodzie, obejmowały górne 10 km biegu rzeki X, tereny podmokłe oraz niewiadomej długości odcinek rzeki poniżej terenów podmokłych.

3.3 Wstępne określenie charakteru, stopnia oraz zasięgu przestrzennego i czasowego powstałej lub przewidywanej szkody dla środowiska

Ten etap oceny wstępnej może obejmować bezpośrednie obserwacje (np. wpływu fizycznego, martwych ryb, powłoki chemikaliów itd.), opis analogicznych sytuacji, w których scharakteryzowano szkody, streszczenia literatury, porównanie stężenia chemikaliów z progami toksyczności i zwykłe modelowanie. W ramach oceny wstępnej należy starać się znaleźć odpowiedź na następujące pytania: • Czy w wyniku zdarzenia zasoby zostały narażone na stresory środowiskowe? • Które siedliska, zbiorowiska i gatunki będą prawdopodobnie najbardziej zagrożone? • Czy istnieją bezpośrednie dowody wystąpienia szkody (np. martwe ryby)? • Jaki charakter ma potencjalna szkoda (np. śmiertelność, utrata siedlisk, zmniejszenie liczebności populacji,

skażenie ograniczające potencjał produkcyjny siedlisk)? • Jaki zasięg przestrzenny mają potencjalne szkody? • Jak długo szkody mogą się utrzymać? • Czy jest prawdopodobne, że szkody utrzymają się w przyszłości (po wdrożeniu podstawowych środków

zaradczych)? W działaniach tych użyteczne mogą być poniższe rodzaje informacji: • dane z zakresu ekologii zbiorowiska dotyczące możliwości transferu w łańcuchu pokarmowym; • stworzenie mapy, monitorowanie, filmowanie i fotografowanie (obrazowanie naziemne, lotnicze lub satelitarne,

zależnie od potrzeb) zdarzenia, uwolnienia lub wycieku; • próbki materiałów, które mogą ulec dyspersji, rozproszeniu, rozkładowi, denaturacji lub rozcieńczeniu; • pomocnicze dane środowiskowe (np. temperatura, przepływy cieku, pH, zawartość tlenu rozpuszczonego, prądy,

pływy i inne potencjalne czynniki mające wpływ na transport);

49

• zbieranie martwych zwierząt lub danych dotyczących przejściowego wpływu na zasoby; • notatki dotyczące usuwania martwych zwierząt; • techniki i procedury gromadzenia danych ulotnych; • wszelkie dostępne informacje o warunkach początkowych. Wstępne wskazanie usług, które uległy szkodzie, powinno obejmować ocenę wszystkich usług ekosystemowych, z uwzględnieniem ich wartości użytkowej i nieużytkowej. Przykłady usług ekosystemowych podano w tabeli 3.2. Należy przeanalizować istniejące dane na temat użytkowania rekreacyjnego, statystyki dotyczące odwiedzających i użytkowników oraz dane dotyczące innych grup ludzi, na które szkody mogły ewentualnie wywrzeć wpływ. Istotne mogą być także dane czy mapy demograficzne, określone kulturowe formy wykorzystania zasobów oraz szczegóły dotyczące sposobów ich użytkowania. W celu określenia usług ekosystemowych, które mogły doznać uszczerbku, należy rozważyć ekologię i biologię potencjalnie dotkniętych szkodą gatunków, zbiorowisk, siedlisk i krajobrazów. Przykłady takich usług ekosystemowych mogą obejmować: • usługi siedliskowe; • utrzymanie dynamiki liczebności populacji, w tym kwestie związane z potencjałem reprodukcyjnym; utrzymanie

żywotności organizmów w krytycznych stadiach rozwoju; utrzymanie niezbędnych siedlisk służących do rozrodu, wychowu młodych, żerowania czy służących jako schronienie lub innych kluczowych siedlisk;

• obszary służące jako korytarze ekologiczne; • obszary służące jako miejsca odpoczynku podczas migracji; • łańcuchy pokarmowe i procesy obiegu składników pokarmowych zapewniające energię umożliwiającą

przetrwanie populacji, siedlisk, zbiorowisk i krajobrazów; • ochrona różnorodności biologicznej (w tym na poziomie poszczególnych osobników [np. genetycznym],

gatunków, populacji i siedlisk, składu zbiorowisk); • dynamika krajobrazu (np. efekty krawędziowe, różnorodność krajobrazu, właściwości cieplne); • zdolności asymilacyjne terenów podmokłych lub łęgowych, jeśli chodzi o zmniejszanie zanieczyszczenia i erozji; • zdolność powierzchniowych działów wodnych do regulowania jakości wody. Tabela 3.2. Przykłady kategorii zasobów i potencjalnych usług w warunkach początkowych i usług, które uległy szkodzie

Zasoby, które mogą ulec szkodzie

Przykłady usług ekosystemowych (więcej informacji o usługach ekosystemowych można znaleźć w załączniku dotyczącym wyceny ekonomicznej)

Usługi zaopatrzeniowe – produkty pozyskiwane z ekosystemów

Usługi regulacyjne – korzyści płynące z regulacji procesów ekosystemowych

Usługi wspomagające – usługi niezbędne do generowania wszystkich pozostałych usług ekosystemowych

Usługi kulturowe – niematerialne korzyści, jakie przynoszą ludziom ekosystemy, umożliwiając im wzbogacenie duchowe, rozwój poznawczy, refleksję, rekreację i doznania estetyczne

50

Wody podziemne Zaopatrzeniowe: woda pitna Regulacyjne: wkład w wody powierzchniowe Wspomagające: zdolność asymilacyjnaa

Wody powierzchniowe

Zaopatrzeniowe: woda pitna, rekreacja, żywność, jak np. ryby Regulacyjne: zarządzanie ryzykiem powodziowym, filtrowanie wody, zdolność asymilacyjna Wspomagające: obieg składników pokarmowych Kulturowe: rekreacja w wodach powierzchniowych, na nich lub w ich pobliżu, walory wizualne

Osady Zaopatrzeniowe: siedlisko, schronienie, żerowanie Regulacyjne: zdolność asymilacyjna

Gleby Zaopatrzeniowe: żywność, siedlisko, minerały Regulacyjne: kontrola erozji, zdolność asymilacyjna, klimat Wspomagające: obieg składników pokarmowych

Biota wodna Zaopatrzeniowe: żywność Wspomagające: żer dla innych organizmów Kulturowe: rekreacja, jak np. wędkarstwo

Zasoby lądowe Zaopatrzeniowe: żywność, tworzenie gleby Regulacyjne: klimat, zapylanie, kontrola erozji Wspomagające: siedlisko, schronienie, żerowanie Kulturowe: rekreacja, jak np. piesze wędrówki

a. Na przykład zdolność zasobu do absorpcji niskiego poziomu zanieczyszczeń bez powodowania negatywnych skutków. Gromadząc informacje o usługach, które mogły ulec szkodzie, należy mieć na uwadze niedostatek lub obfitość danych usług, ich regionalne znaczenie dla ludzi lub ekosystemu oraz potencjalne przyszłe zagrożenia dla danego obszaru lub dla zasobów zapewniających podobne usługi. Ramka 3.3. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: wstępna ocena usług Ustalono, że w kontekście zaobserwowanych i prawdopodobnych szkód w zasobach naturalnych usługi, które mogły ulec szkodzie, obejmują: • usługi siedlisk rzecznych, łęgowych i podmokłych; • inne usługi ekosystemowe związane z dotkniętymi szkodą siedliskami oraz biotą; • połowy rekreacyjne i spożycie ryb; • wartość istnienia. Pobliscy mieszkańcy nie wykorzystują rzeki jako źródła wody pitnej, a morfologia doliny w znacznym stopniu ogranicza ilość wód aluwialnych. W związku z tym uznano, że usługi związane z wodami podziemnymi i z wodą pitną nie były zagrożone.

3.4 Wstępne określenie potencjalnych kwestii społecznych, gospodarczych i transgranicznych

Jeśli istnieją obawy dotyczące sprawiedliwości ekologicznej lub utraty usług o ukierunkowaniu społecznym, konieczne może być uzyskanie istniejących danych charakteryzujących społeczny i gospodarczy krajobraz obszaru będącego przedmiotem analizy. Jeśli skutki zdarzenia wykraczają poza granice danej jurysdykcji, właściwe prawa,

51

zarządzenia, wytyczne i wymogi mogą się różnić w poszczególnych częściach ocenianego obszaru. Różne mogą być także czynniki społeczne, gospodarcze i polityczne wpływające na wykorzystanie zasobów, zarządzanie nimi i przepływy usług. Podobnie, jeśli skutki zdarzenia przekroczą nieoficjalne, ale odczuwane społeczne lub gospodarcze granice geograficzne, straty w zakresie usług mogą być różnie rozłożone w przestrzeni także w związku z istnieniem tych granic, a nie tylko w związku z różnym rozmieszczeniem zanieczyszczeń i fizycznych stresorów. Ramka 3.4. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: kwestie społeczne, gospodarcze i transgraniczne

Dla omawianej lokalizacji nie odnotowano żadnych szczególnych problemów społecznych, gospodarczych i transgranicznych. Choć w rzece X dokonuje się połowów rekreacyjnych pstrąga potokowego, uznano, że nie mają one szczególnego znaczenia gospodarczego. Wprawdzie zdarzenie mogło negatywnie wpłynąć na różne grupy zainteresowanych stron – w tym lokalnych mieszkańców, wędkarzy, osoby odpoczywające na świeżym powietrzu i różne podmioty zainteresowane jakością środowiska w regionie – jednak uznano, że ich interesy nie uzasadniają włączenia szczególnych kwestii społecznych do oceny szkód.

3.5 Korzyści z podstawowych środków zaradczych Podstawowym celem środków zaradczych jest zawsze przywrócenie warunków początkowych poprzez wyeliminowanie negatywnych zmian spowodowanych przez szkodę. Podstawowe środki zaradcze obejmują środki takie jak usunięcie ze środowiska substancji powodującej zanieczyszczenie lub struktury powodującej szkodę oraz inne środki, takie jak nasadzenia i uzupełnianie zasobów (np. zarybienie), budowa przepławek dla ryb, ograniczenia użytkowania danego obszaru lub monitorowanie stanu środowiska. Naturalną regenerację można uznać za przykład podstawowych środków zaradczych. Jednakże zazwyczaj nie oznacza ona, że nie podejmuje się żadnych działań. Często obejmuje inne rozwiązania administracyjne, takie jak monitorowanie lub ograniczenie użytkowania danego obszaru. W przypadku szkód w gatunkach chronionych i siedliskach przyrodniczych podstawowe środki zaradcze oznaczają działania odtwarzające uszkodzone siedlisko gatunku chronionego lub uszkodzone siedlisko przyrodnicze, przy czym najważniejsze z nich to m.in. wsparcie naturalnej regeneracji poprzez takie rozwiązania, jak gospodarka leśna, przygotowanie gleby i sadzenie drzew. W przypadku zanieczyszczenia wody środki zaradcze mogą obejmować działania mające na celu zapobieżenie dalszym szkodom chemicznym lub metody rekultywacji jednolitej części wód takie jak natlenianie i bagrowanie. Podstawowy środek zaradczy, który w największym stopniu i w najkrótszym możliwym czasie przywraca zasób lub usługę do stanu początkowego, nie zawsze jest rozwiązaniem najlepszym lub najbardziej opłacalnym. W takim przypadku prawodawstwo pozwala władzom na wybór innych środków. Na takie alternatywne środki można się zdecydować pod warunkiem, że wybrane zostaną także uzupełniające i kompensacyjne środki zaradcze. Jest to możliwe na przykład wtedy, jeśli podobny poziom zasobów naturalnych i usług można, przy niższych kosztach, ustanowić poza obszarem dotkniętym szkodą.

52

Rodzaje podstawowych środków zaradczych, jakie można przedsięwziąć: • przyspieszenie przywrócenia warunków początkowych (zamiast jedynie ograniczenia zagrożeń dla zdrowia

ludzkiego i środowiska) poprzez przywrócenie na przykład: o ilości i jakości przepływu wód powierzchniowych, jakie obserwowano przed zdarzeniem; o początkowego składu i struktury zbiorowiska roślinności; o elementów sieci pokarmowej ryb i dzikich zwierząt, takich jak zbiorowiska bezkręgowców niezbędne dla

owadożernych ryb i zwierząt oraz zbiorowiska małych ssaków niezbędne dla ptaków drapieżnych i mięsożernych ssaków;

o fizycznego stanu siedliska, który mógł ulec degradacji w wyniku szkód spowodowanych przez zdarzenie; • przywrócenie dostępu do usług rekreacyjnych wcześniej zapewnianych przez dany obszar; • przywrócenie dostępu do usług komercyjnych wcześniej zapewnianych przez dane zasoby. Dodatkowe podstawowe środki zaradcze, jakie można podjąć w odniesieniu do usług ekosystemowych, mogą obejmować (podano tylko kilka przykładów dla wszelkiego rodzaju szkód): • przywracanie poziomu i ukształtowania terenu oraz odtwarzanie roślinności przez wprowadzenie gatunków

rodzimych w celu przyspieszenia naturalnej regeneracji po zakłóceniach związanych z podstawowymi środkami zaradczymi;

• poprawa siedliska wodnego poprzez nasadzenia roślinności łęgowej lub prace prowadzone w cieku wodnym w celu przywrócenia systemu do początkowego lub lepszego stanu fizycznego po wdrożeniu podstawowych środków zaradczych.

Należy ocenić oczekiwane korzyści z wszelkich przedsięwziętych podstawowych środków zaradczych. Działania z zakresu podstawowych środków zaradczych mogą przynosić różnorakie korzyści, w tym np.: • ograniczać fizyczny obszar szkód; • ograniczać liczbę dotkniętych szkodą gatunków, siedlisk lub usług; • zmniejszać stopień szkód; • skracać czas, w jakim gatunki, siedliska lub usługi powrócą do stanu początkowego. Każda z tych potencjalnych korzyści może wiązać się z koniecznością wdrożenia uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych. Oceniając potencjalne korzyści z podstawowych środków zaradczych, należy mieć na uwadze ewentualne wtórne lub pośrednie szkody, jakie mogą pojawić się w związku z podstawowymi środkami zaradczymi. Rodzaje wtórnych szkód mogą obejmować: • dodatkową utratę siedlisk w wyniku budowy dróg dojazdowych lub punktów dostępu i infrastruktury

tymczasowej; • dodatkowe fizyczne usunięcie siedlisk podczas działań podejmowanych w reakcji na zdarzenie; • dodatkowe fizyczne zaburzenie siedlisk lub usług w wyniku działań ratowniczych. Przykłady obejmują: • budowę dróg dojazdowych dla ciężkiego sprzętu służącego do usunięcia uwolnionych materiałów; • fizyczne usunięcie siedlisk, takich jak tereny podmokłe, podczas procesów oczyszczania jako sposób na

ograniczenie długotrwałej ekspozycji gatunku na uwolnione materiały;

53

• fizyczne poruszenie dna cieku w celu uwolnienia tkwiących w nim materiałów; • zamknięcie rekreacyjnych punktów dostępu w celu umożliwienia dostępu przeprowadzającym oczyszczanie.

3.6 Wstępne planowanie kompensacyjnych i uzupełniających środków zaradczych Po dokonaniu przeglądu potencjalnych korzyści z podstawowych środków zaradczych można przeprowadzić ocenę potrzeby wdrożenia środków uzupełniających lub kompensacyjnych. Poniższe dwa pytania pomogą ustalić, czy potrzebne są uzupełniające lub kompensacyjne środki zaradcze, a jeśli tak, to jakiego rodzaju. (i) Czy wdrożone podstawowe środki zaradcze były wystarczające (do przywrócenia zasobu czy usługi do stanu

początkowego)? (ii) Czy podstawowe środki zaradcze szybko przywrócą warunki początkowe?

Wdrożenie podstawowych środków zaradczych nie zawsze jest wykonalne czy rozważne. Jeśli warunki w miejscu zdarzenia stanowią zagrożenie dla zdrowia czy bezpieczeństwa ludzi, pewne podstawowe środki zaradcze mogą zostać uznane za nie do przyjęcia. Podobnie, podstawowe środki zaradcze mogą nie być pożądane, jeśli jest mało prawdopodobne, że przyniosą znaczne korzyści środowisku, lub jeśli jest prawdopodobne, że działania, jakie mogłyby zostać podjęte, spowodują znaczne szkody dodatkowe. Jeśli zostanie podjęta decyzja o wdrożeniu podstawowych środków zaradczych, potencjalnie można dostosować charakter tych działań tak, by ułatwić przywracanie uszkodzonych zasobów do warunków początkowych. Jeśli szybko przedsięwzięte podstawowe środki zaradcze mogą usunąć zagrożenia dla zdrowia i dobra publicznego lub dla środowiska oraz szybko przywrócić zasoby do warunków początkowych, dalsze uzupełniające lub kompensacyjne środki zaradcze mogą nie być konieczne. Jeśli jest jasne, że koszt (pieniężny lub inny) oszacowania (poprzez analizę równoważności) korzyści krańcowej z dodatkowych środków zaradczych przekroczy potencjalne korzyści z takich środków, należy na wczesnym etapie podjąć decyzję o tym, czy konieczna jest dalsza analiza szkód i środków zaradczych. Po wdrożeniu (natychmiastowych oraz średnio- i długoterminowych) podstawowych środków zaradczych, można poszukać odpowiedzi na dwa pytania:

(iii) Czy uzupełniające lub kompensacyjne środki zaradcze są właściwe i wykonalne? (iv) Jakie należy przyjąć podejście do ustalania wielkości kompensacyjnych środków zaradczych?

Jeśli oczekuje się, że podstawowe środki zaradcze nie przywrócą w pełni warunków początkowych lub będzie to wymagało długiego okresu czasu, konieczne mogą być dodatkowe środki zaradcze (uzupełniające lub kompensacyjne lub i takie, i takie) poza miejscem zdarzenia. „Długi okres czasu” nie został zdefiniowany w dyrektywie ELD i nie jest możliwe jednolite zdefiniowanie go w sposób naukowy. W przypadku niektórych gatunków lub siedlisk i zdarzeń powodujących szczególnie duże szkody kilka dni może być okresem zbyt długim, a w przypadku innych zasobów czy zdarzeń okres szeregu miesięcy czy lat potrzebny do przywrócenia warunków początkowych może zostać uznany za zadowalający. Definicja i wybór zależą od danych okoliczności.

54

Taka sytuacja może się pojawić, gdy: • podstawowe środki zaradcze, choć pomyślane tak, by przywróciły warunki początkowe, zostaną wdrożone

dopiero w określonym terminie w przyszłości; • podstawowe środki zaradcze, choć pomyślane tak, by przywróciły warunki początkowe, będą obejmowały

działania, do których zakończenia potrzeba dużo czasu; • podstawowe środki zaradcze, choć pomyślane tak, by przywróciły warunki początkowe, będą pociągały za sobą

długi okres regeneracji; • podstawowe środki zaradcze nie pozwolą w pełni przywrócić zasobów czy usług do stanu początkowego. W takich przypadkach potrzebne mogą być kompensacyjne środki zaradcze, aby zrekompensować straty przejściowe, które wystąpią w okresie od zdarzenia do przywrócenia warunków początkowych. Dodatkowo w tej ostatniej sytuacji konieczne są uzupełniające środki zaradcze, aby zrekompensować różnicę między warunkami, jakie zaistnieją w miejscu zdarzenia po zakończeniu wdrażania podstawowych środków zaradczych, a warunkami początkowymi. Z praktycznego punktu widzenia projekty dotyczące uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych często mogą stanowić jeden i ten sam projekt, zwłaszcza gdy usługi, które mają zostać zastąpione, są podobne. W ramce 3.5 wskazano pytania, na które należy odpowiedzieć, oceniając potrzebę wdrożenia uzupełniających lub kompensacyjnych środków zaradczych. Ramka 3.5. Planowanie projektu dotyczącego środków zaradczych Przeprowadzenie wstępnej oceny • Czy podstawowe środki zaradcze są niewystarczające? • Czy możliwe są uzupełniające i kompensacyjne środki zaradcze zapewniające zasoby lub usługi wystarczająco

podobne do utraconych zasobów i usług, by umożliwić analizę równoważności? • Jeśli wiadomo, że tak, to czy możliwe jest wskazanie jednostek wymiany i mierników, które zostaną

zastosowane? Pozwoliłoby to na zgromadzenie danych na wczesnym etapie. • Jakie są dostępne informacje o kluczowych receptorach, prawdopodobnej wielkości oddziaływania, czasie

regeneracji, sensownych alternatywnych środkach zaradczych i kosztach? • Jakie dodatkowe informacje, które można byłoby wykorzystać do ustalenia zakresu niezbędnych uzupełniających

lub kompensacyjnych środków zaradczych, są zbierane podczas działań ratowniczych i wdrażania podstawowych środków zaradczych?

Opracowanie harmonogramu • Kiedy będą dostępne jakiekolwiek dodatkowe informacje? • Kiedy ocena powinna być gotowa? • Kiedy potrzebne będą kluczowe informacje? Ustalenie potrzebnych zasobów • Kto dokona oceny: podmiot gospodarczy, właściwy organ, konsultanci? • Jakie umiejętności i jaka specjalistyczna wiedza są potrzebne? • Jaka ilość i szczegółowość informacji jest proporcjonalna do skali szkód i prawdopodobnych wariantów środków

zaradczych?

55

Ustalenie potrzeb w zakresie dodatkowych informacji • Jakie dodatkowe dane potrzebne będą do oceny szkód i wariantów środków zaradczych? • Ile jest dostępnych danych pochodzących z oceny szkód i innych źródeł? • Jakie modele lub oprogramowanie są potrzebne do oceny szkód i środków zaradczych? Rozważenie udziału zainteresowanych stron • Czy jakieś szersze grupy zainteresowanych stron powinny otrzymywać informacje lub mogą wnieść użyteczny

wkład? • Jakie rozwiązania są potrzebne, aby koordynować ich wkład lub komunikować się z nimi? Źródło: przyjęte w Zjednoczonym Królestwie szczegółowe wytyczne z 2009 r. Gdy zostanie ustalone, że kompensacyjne środki zaradcze są konieczne, należy przyjrzeć się ocenie odpowiednich wariantów kompensacyjnych środków zaradczych. W ramce 3.6 przedstawiono hierarchię metod równoważności służących do oceny kompensacyjnych środków zaradczych. Metody analizy równoważności są stosowane do ustalenia rodzaju i ilości zasobów i usług, jakie zostają utracone na przestrzeni czasu w wyniku szkody w środowisku, oraz rodzaju i ilości uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych niezbędnych do zrekompensowania strat. W analizie równoważności uwzględnia się chemiczny, fizyczny, biologiczny, a czasami także społeczny i gospodarczy charakter oddziaływania na środowisko oraz wariantów środków zaradczych. Istnieje kilka rodzajów analizy równoważności, które można zastosować w przypadkach objętych dyrektywą ELD. W zależności od wybranego typu analizy straty i pożądane korzyści ze środków zaradczych można wyrażać w różnych jednostkach (lub za pomocą różnych mierników): • równoważność zasobów (analiza równoważności zasobów – REA, Resource Equivalency Analysis) – straty

spowodowane przez szkodę oraz korzyści ze środków zaradczych są wyrażane w jednostkach zasobów (np. liczba ryb lub ptaków czy litry wód podziemnych);

• równoważność usług (analiza równoważności siedlisk – HEA, Habitat Equivalency Analysis) – straty

spowodowane przez szkodę oraz korzyści ze środków zaradczych są określane na bazie siedliska i są rekompensowane środkami zaradczymi dotyczącymi podobnego siedliska (np. powierzchnia siedliska (np. terenów podmokłych) i część jego usług (w %) utracona w wyniku zdarzenia, które spowodowało szkodę);

• równoważność wartości (analiza równoważności wartości – VEA, Value Equivalency Analysis) – debety

i kredyty są wyrażane w jednostkach pieniężnych (równoważność wartości); gdy możliwe jest oszacowanie pieniężnej wartości szkody, ale nie da się oszacować pieniężnej wartości korzyści ze środków zaradczych, można określić budżet na środki zaradcze (koszt) równy wartości szkody (równoważność wartości i kosztów); wykorzystanie wartości pieniężnej jako miernika nie oznacza, że rekompensata finansowa jest wystarczająca; zgodnie z zasadą określoną w dyrektywie, należy naprawić szkody w zasobach i usługach.

56

Ramka 3.6. Hierarchia preferowanych sposobów podejścia do analizy równoważności przedstawiona w załączniku II do dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko Tekst dyrektywy ELD brzmi następująco:

Przy określaniu skali uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych najpierw należy rozważyć wykorzystanie podejścia typu zastępowanie równoważnymi zasobami lub równoważną użytecznością. W ramach takiego podejścia rozważane są najpierw działania, które zapewniają zasoby naturalne i/lub ich użyteczność tego samego rodzaju oraz jakość i ilość taką, jak w przypadku zasobów, które doznały uszczerbku. Jeśli nie jest to możliwe, należy wówczas zapewnić alternatywne zasoby naturalne i/lub ich użyteczność. Na przykład obniżenie jakości może być zrekompensowane ilością środków zaradczych (załącznik II, pkt 1.2.2).

Jeśli nie jest możliwe wykorzystanie pierwszego podejścia typu zastępowanie równoważnymi zasobami lub równoważną użytecznością, wówczas używane są alternatywne techniki oceny. Właściwe władze mogą zalecić metodę, np. ocenę pieniężną, w celu określenia zakresu niezbędnych uzupełniających lub kompensujących środków zaradczych. Jeśli ocena utraconych zasobów i/lub użyteczności jest możliwa, zaś ocena zastępczych zasobów naturalnych i/lub użyteczności nie może być przeprowadzona w rozsądnych ramach czasowych czy przy racjonalnych kosztach, wówczas właściwe władze mogą wybrać środki zaradcze, których koszty są równoważne do oszacowanej wartości pieniężnej utraconych zasobów naturalnych i/lub ich użyteczności (załącznik II, pkt 1.2.3).

Wartość pieniężna, o której mowa w pkt 1.2.3, zakłada podejście oparte na równoważności wartości, natomiast środki zaradcze, których koszty są równoważne oszacowanej wartości pieniężnej utraconych zasobów naturalnych i/lub ich użyteczności, oznaczają podejście oparte na równoważności wartości i kosztów. Podsumowując, dyrektywa narzuca następującą hierarchię sposobów podejścia do równoważności, jeśli chodzi o ocenę uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych: 1) równoważność zasobów; 2) równoważność usług; 3) równoważność wartości; 4) równoważność wartości i kosztów. Metody oceny równoważności mają umożliwić bezpośrednie porównanie szkody spowodowanej przez dane zdarzenie i korzyści płynących z uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych. Równoważność uwzględnia potencjalne różnice, jeśli chodzi o: • czas – jaki upływa między momentem powstania szkody a momentem, gdy pojawiają się korzyści ze środków

zaradczych; • stopień szkody – często wyrażony w określonych jednostkach, porównywany do zakresu korzyści płynących ze

środków zaradczych, także wyrażonego w określonych jednostkach; • rodzaj zasobu lub usługi, które uległy szkodzie, oraz rodzaj zasobu lub usługi, których dotyczą środki zaradcze.

57

Zasadniczo przeprowadzanie analizy równoważności obejmuje pięć podstawowych etapów (dotyczy to wszystkich typów analiz): Etap 1: Ocena wstępna. Celem działań na tym etapie jest ustalenie, czy należy przeprowadzić analizę równoważności, i jeśli tak, jaka powinna być jej skala i zawartość. Etap 2: Ustalenie i ilościowe określenie szkody (debet). Na tym etapie wskazuje się, jakie zasoby i/lub usługi uległy szkodzie, oraz określa się je w sposób ilościowy w porównaniu z warunkami początkowymi. Ustala się przyczyny wystąpienia szkody. Wreszcie ustala się korzyści z podstawowych środków zaradczych i określa ilościowo całkowity debet. Etap 3: Ustalenie i ilościowe określenie korzyści ze środków zaradczych (kredyt). Wysokość kredytów ustala się, wskazując i oceniając potencjalne warianty środków zaradczych oraz wyliczając korzyści, jakie uzyska się dzięki wdrożeniu uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych. Etap 4: Określenie skali uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych. Ostatnim etapem analizy równoważności jako takiej jest ustalenie skali lub ilości projektów środków zaradczych, jakie należy wdrożyć. Określenia skali dokonuje się tak, by na przestrzeni czasu zdyskontowany przepływ zasobów naturalnych lub usług uzyskany dzięki środkom zaradczym (kredyty) był równy utraconemu przepływowi na obszarze dotkniętym szkodą (debety). Etap 5: Monitorowanie i sprawozdawczość. Po wykonaniu analizy równoważności oraz wyborze i oszacowaniu skali projektów środków zaradczych opracowuje się plan działań zaradczych obejmujący cele projektów, szczegółowe informacje na temat wdrażania, plany i projekty inżynieryjne oraz biologiczne. Plan działań zaradczych obejmuje również procedury i harmonogramy monitorowania regeneracji zasobów i usług w następstwie wdrożenia planu oraz oceny powodzenia realizacji projektów (zob. też rys. 2.2). W analizie równoważności debet oznacza wielkość strat powstałych w wyniku szkody w środowisku. Jest on często wielowymiarowy, gdyż szkoda w środowisku może mieć negatywny wpływ na wiele gatunków, siedlisk, funkcji ekosystemów i ludzkich wartości. Ponadto przestrzenny i czasowy zakres oraz stopień szkody mogą różnić się zależnie od sposobu ich pomiaru. Zazwyczaj w analizie równoważności siedlisk lub analizie równoważności zasobów określa się jedną lub więcej miar strat, które posłużą jako wskaźniki dotyczące kluczowych uszkodzonych zasobów lub usług. Przy wyborze jednostki miary debetu (nazywanej na ogół miernikiem) przyjmuje się założenie, że środek zaradczy, który ma związek z danym miernikiem, przyniesie jednocześnie uboczne korzyści w odniesieniu do tych aspektów debetu, które nie zostały jako takie ujęte w analizie równoważności. Wybór i wykorzystanie mierników umówiono dokładniej w rozdziale 4. Kredyt w analizie równoważności oznacza wielkość korzyści w zakresie zasobów naturalnych lub usług, jakie uzyska się w wyniku uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych. Liczbę, rodzaj i wielkość działań dostosowuje się tak, by oczekiwana wielkość uzyskanych korzyści była w przybliżeniu równa debetowi, jeśli określi się je ilościowo za pomocą tego samego miernika.

58

Koncepcja zapewniania równoważności między debetem a kredytem (skalowanie) jest dość prosta: • ilościowe określenie strat (debetu całkowitego) spowodowanych przez szkodę; • ilościowe określenie oczekiwanych korzyści (kredytu) na jednostkę środków zaradczych; • podzielenie debetu całkowitego przez jednostkowy kredyt w celu uzyskania całkowitej liczby niezbędnych

kredytów (tzn. środków zaradczych). W ramce 3.7 przedstawiono prostą analizę przypadku obrazującą etapy analizy równoważności (z wykorzystaniem metody równoważności siedlisk). Ramka 3.7. Prosty przykład obrazujący etapy analizy równoważności (analiza równoważności siedlisk) Rozważmy przypadek zanieczyszczenia wód podziemnych przez operatora stacji paliw. Podstawowe środki zaradcze w miejscu zdarzenia wymagałyby usunięcia ziemi spod obiektu w celu jej oczyszczenia oraz drogiego i długotrwałego wypompowywania i oczyszczania wód podziemnych znajdujących się pod stacją. W tych warunkach podstawowe środki zaradcze mogą kosztować ponad 500 000 EUR na hektarometra wód im poddanych. Pobliskie wody podziemne zanieczyszczone azotanami można ewentualnie poddać środkom zaradczym wykorzystującym techniki bioremediacji, których koszt to około 100 000 EUR na hektar. W tej sytuacji operator może zwrócić się do właściwego organu o zgodę na przeprowadzenie bioremediacji zanieczyszczonych azotanami wód podziemnych zamiast kosztownych podstawowych środków zaradczych w miejscu zdarzenia. Zgoda na taką zamianę jest uzależniona od szeregu czynników, które właściwy organ musiałby rozważyć, takich jak to, czy dane dwie jednolite części wód podziemnych i ich usługi są wystarczająco podobne. Jeśli zanieczyszczone azotanami wody podziemne i tak zostałyby oczyszczone, korzyści z oczyszczania nie oznaczałyby dodatkowych korzyści i zatem nie mogłyby zostać zaakceptowane jako korzyści z danych środków zaradczych. a Hektarometr wód podziemnych to ilość wody konieczna do pokrycia 1 hektara ziemi do głębokości 1 metra. Jak wskazano powyżej, w załączniku II do dyrektywy ELD przyznano pierwszeństwo podejściu zakładającemu równoważność zasobów i podejściu zakładającemu równoważności usług przed podejściami zakładającymi ocenę pieniężną, takimi jak równoważność wartości czy równoważność wartości i kosztów. Analizę równoważności siedlisk i analizę równoważności zasobów należy przeprowadzać wtedy, gdy: • można określić wspólny miernik będący odzwierciedleniem zasobów naturalnych lub usług, które ucierpiały na

skutek szkody i zostały odzyskane dzięki środkom zaradczym; • krajobrazowe konteksty uszkodzonego i naprawionego siedliska są wystarczająco podobne, by środki zaradcze

przyniosły podobne zasoby lub usługi; • istnieje dostateczna ilość danych dotyczących parametrów wykorzystywanych w analizie równoważności siedlisk

i analizie równoważności zasobów lub ich zgromadzenie jest opłacalne. Jeśli te warunki nie są spełnione, z procesów analizy równoważności siedlisk i analizy równoważności zasobów mogą nie wyłonić się odpowiednie środki zaradcze. Podobnie jak w przypadku wszystkich modeli, brak danych wejściowych ogranicza prawidłowość wyników.

59

W praktyce zasoby i usługi są zagadnieniem złożonym i zrozumienie oraz ilościowe określenie oddziaływania przewidzianego lub nieprzewidzianego zdarzenia na gatunki, siedliska czy funkcje ekosystemu może być trudne. Ponadto ilościowe określenie korzyści, jakie środki zaradcze przyniosą na przestrzeni czasu, może być niełatwe pod względem technicznym. Dlatego też ilościowe określenie debetu i kredytu zazwyczaj wymaga specjalistycznej wiedzy i profesjonalnej oceny ze strony zespołu przeprowadzającego analizę równoważności. W skład takiego zespołu mogą wchodzić biolodzy, ekolodzy, toksykolodzy, chemicy, hydrolodzy, osoby zarządzające obiektami rekreacyjnymi i inni specjaliści zajmujący się zagadnieniami środowiska, a także ekonomiści i prawnicy. Jeśli wdrożenie środków zaradczych dotyczących tych samych lub podobnych zasobów naturalnych lub usług jest technicznie niewykonalne (np. nie są dostępne siedliska czy organizmy podobnego rodzaju i podobnej jakości), niepożądane (np. gdy powiększenie pobliskiego siedliska lub zwiększenie liczby organizmów na pobliskim terenie zwiększy ekspozycję dzikiej fauny i flory na substancje toksyczne) lub zbyt kosztowne, przeprowadzanie analizy równoważności siedlisk i analizy równoważności zasobów może nie być stosowne. W takich przypadkach lepszym rozwiązaniem mogą być działania kompensacyjne zapewniające zasoby lub usługi innego rodzaju lub o innej jakości niż te, które uległy szkodzie. W tej sytuacji metody oceny pieniężnej, takie jak analizy równoważności wartości, mogą być lepszą podstawą do dokonania wyboru i określenia skali działań zaradczych. Innymi słowy analiza równoważności oparta na wartości może być właściwsza w przypadkach, gdy odpowiedź na co najmniej jedno z poniższych pytań brzmi „tak”: • Czy jeśli niewykonalne jest wdrożenie środków zaradczych na zasobach lub usługach danego rodzaju, to w celu

zrekompensowania straty w środowisku trzeba poddać środkom zaradczym lub wzmocnić inne zasoby lub usługi?

• Czy zasoby, które uległy szkodzie, różnią się typem od zasobów poddanych (uzupełniającym lub kompensacyjnym) środkom zaradczym?

• Czy zasoby, które uległy szkodzie, różnią się jakościowo od zasobów poddanych (uzupełniającym lub kompensacyjnym) środkom zaradczym?

• Czy zakres szkody jest tak duży, że konieczne założenia co do równoważności usług i równoważności zasobów są nie do utrzymania?

• Czy w wyniku szkody utracone zostały ważne usługi użyteczne dla człowieka? • Czy miejsce wdrażania środków zaradczych jest na tyle oddalone od miejsca wystąpienia szkody, że należy

rozważyć równoważność wartości? W tabeli 3.3 podsumowano kluczowe etapy oceny szkody oraz ich przełożenie na różne rodzaje analizy równoważności.

60

Tabela 3.3. Kluczowe etapy oceny szkód w kontekście różnych metod analizy równoważności Etap 1: Ocena wstępna Dotycząca szkody, dostępnych danych, wariantów środków zaradczych, odpowiedniej skali analizy i działań Wskazanie obszarów niepewności i założeń oraz przeprowadzenie analizy wrażliwości

Ma w równym stopniu zastosowanie we wszystkich metodach analizy równoważności. Kilka przykładów działań składających się na ocenę wstępną: gromadzenie informacji o zdarzeniu w miejscu jego wystąpienia; ocena ilości i rodzaju zasobów i usług dotkniętych szkodą; wdrożone konkretne podstawowe środki zaradcze.

Etap 2: Ustalenie i ilościowe określenie szkody (debet) Ustalenie przyczyn szkody, wybór miernika (lub mierników) do oceny szkody, w tym strat przejściowych, ustalenie i ilościowe określenie warunków początkowych, zrozumienie narażenia na szkodę, cechy charakterystyczne zasobów i usług, które uległy szkodzie, ustalenie korzyści z podstawowych środków zaradczych Wskazanie obszarów niepewności i założeń oraz przeprowadzenie analizy wrażliwości Etap 3: Ustalenie i ilościowe określenie korzyści ze środków zaradczych (kredyt) Wskazanie wariantów środków zaradczych, wybór najwłaściwszych i najlepiej wykonalnych wariantów, oszacowanie korzyści ze środków zaradczych z wykorzystaniem tego samego miernika jak na etapie 2 Wskazanie obszarów niepewności i założeń oraz przeprowadzenie analizy wrażliwości Etap 4: Określenie skali działań zaradczych Ustalenie łącznej wielkości środków zaradczych, oszacowanie kosztu środków zaradczych

W analizie równoważności zasobów wykorzystuje się mierniki fizyczne i jakościowe dotyczące jednostek zasobów, takie jak liczba ryb, powierzchnia terenu zalesionego itp. W analizie równoważności siedlisk wykorzystuje się mierniki fizyczne i jakościowe określane na poziomie siedlisk zamiast poszczególnych zasobów (np. liczba hektarów uszkodzonego siedliska podmokłego i % utraty usług). W analizie równoważności wartości jako miernik wykorzystuje się wartość pieniężną; w przypadku równoważności wartości i kosztów budżet na środki zaradcze ustala się jako równy pieniężnej wycenie szkody i nie szacuje się bezpośrednio korzyści ze środków zaradczych. W analizie równoważności wartości i wartości, w wartościach pieniężnych mierzy się zarówno wartość szkód, jak i korzyści ze środków zaradczych. Całkowitą wielkość środków zaradczych szacuje się, dzieląc całkowitą wielkość szkód (etap 2) przez korzyści z jednej jednostki środków zaradczych (etap 3). To działanie dzielenia stosuje się we wszystkich analizach równoważności. Podstawową zasadą jest to, że łączna szkoda (debet) i korzyści ze środków zaradczych (kredyt) muszą być wyrażone za pomocą tego samego miernika.

61

Wskazanie obszarów niepewności i założeń oraz przeprowadzenie analizy wrażliwości

Załóżmy na przykład, że w wyniku pożaru objętego zakresem dyrektywy spłonęło 10 hektarów lasu liściastego. Jednym z wariantów środków zaradczych byłoby zasadzenie w pobliskim miejscu 2 hektarów lasu liściastego. Wariant ten musiałby zostać wdrożony pięciokrotnie (10/2), aby kredyty równały się debetom.

Etap 5: Monitorowanie i sprawozdawczość Przygotowanie planu działań zaradczych (cele, projekty, wartości docelowe) oraz monitorowanie jego wdrażania Wskazanie obszarów niepewności i założeń oraz przeprowadzenie analizy wrażliwości

Etap ten dotyczy tego, co dzieje się po dokonaniu wyboru wariantu środków zaradczych i rozpoczęciu wdrażania. Dlatego też nie jest powiązany z rodzajem zastosowanej analizy równoważności. Jednak monitorowanie i sprawozdawczość są nieodłącznym elementem działań zaradczych, dlatego też uwzględniono tu ten etap.

62

Wybór metody analizy równoważności, mierników debetu i kredytu oraz odpowiednich wariantów środków zaradczych może nierzadko być procesem powtarzającym się. Zespół analizujący może początkowo wybrać jedno podejście w zakresie równoważności, a później, gdy dostępnych będzie więcej informacji o charakterze szkody lub możliwych środkach zaradczych, może zadecydować, że jest bardziej prawdopodobne, iż inne podejście do analizy równoważności pozwoli określić odpowiednią wielkość i rodzaj kredytu. Powtarzać mogą się także inne części analizy, mianowicie wybór mierników do ilościowego określania debetu i kredytu oraz podejmowanie decyzji co do wiarygodnych i logicznie spójnych sposobów podejścia (do opisu krzywych występowania strat i korzyści, do opisu oczekiwanych strat lub korzyści w zakresie zasobów naturalnych lub usług oraz do określenia warunków początkowych). Ramka 3.8. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: wstępna ocena dotycząca środków zaradczych

Z oceny wstępnej dotyczącej środków zaradczych wyciągnięto następujące wnioski: Działania ratownicze podjęte przez podmiot gospodarczy odpowiedzialny za obiekt pozwoliły skutecznie zapobiec dłuższemu wydostawaniu się odpadów przeróbczych. Wykonalne może być wdrożenie dodatkowych podstawowych środków zaradczych na terenach podmokłych w celu usunięcia osadzonych tam odpadów przeróbczych, ale wymagałoby to przeprowadzenia analizy zmierzającej do oszacowania prawdopodobnych korzyści i potencjalnego ubocznego oddziaływania na tereny podmokłe. Ze względu na charakter opadów przeróbczych okres utrzymywania się skutków w przyszłości będzie prawdopodobnie wystarczająco długi, by przed przywróceniem warunków początkowych pojawiły się straty przejściowe. Analiza równoważności siedlisk i/lub zasobów to właściwe podejścia do oceny szkód w uszkodzonej biocie i uszkodzonych siedliskach. Analizy równoważności wartości nie uznano za właściwą metodologię, ponieważ osądzono, że skutki mają charakter raczej ekologiczny niż gospodarczy bądź powiązany z użytecznością dla człowieka. Da się prawdopodobnie zrealizować kompensacyjne środki zaradcze dotyczące terenów podmokłych, siedlisk rzecznych i pstrąga potokowego. W innych lokalizacjach wdrożono ukierunkowane na te zasoby projekty ekologicznych środków zaradczych.

3.7 Decyzja co do odpowiedniego nakładu pracy na przeprowadzenie oceny Na podstawie opisanej powyżej oceny wstępnej (obejmującej korzyści z podstawowych środków zaradczych oraz potencjalne uzupełniające i kompensacyjne środki zaradcze) można oszacować potencjalny zakres oceny, uwzględniając elementy takie jak: • miało miejsce lub może mieć miejsce zdarzenie objęte zakresem dyrektywy ELD lub powiązanych dyrektyw i/lub

ram regulacyjnych/przepisów poszczególnych państw członkowskich (w tym zgodnie z warunkami bezpośredniego zagrożenia określonymi w dyrektywie ELD);

• ilość i stężenie uwolnionych zanieczyszczeń lub zakres szkód fizycznych są wystarczająco duże, by potencjalne wyrządzić szkodę w zasobach naturalnych;

63

• zasoby naturalne lub zapewniane przez nie usługi potencjalnie uległy szkodzie; • podstawowe środki zaradcze nie zaradzą w odpowiednim stopniu szkodzie powstałej w wyniku zdarzenia; • poza daną lokalizacją istnieją potencjalnie możliwości wdrożenia uzupełniających i kompensacyjnych środków

zaradczych; • dane niezbędne do ilościowego określenia szkód i zaplanowania oraz określenia skali środków zaradczych są

dostępne, koszt ich zgromadzenia jest rozsądny, mogą być modelowane lub można je w rozsądny sposób oszacować.

Następnie należy podjąć decyzję co do nakładu pracy, jaki należy włożyć w przeprowadzenie oceny. Odpowiedni poziom szczegółowości działań planowania ustala się zazwyczaj, mając na uwadze: • wagę zdarzenia; • stopień, zakres i czas trwania szkody; • dostępność danych; • łatwość i koszt gromadzenia dodatkowych danych; • stopień precyzji wymagany w danym przypadku; • inne czynniki, które mogą zostać uwzględnione przez właściwy organ. W przypadkach gdy zasięg przestrzenny i czasowy oraz stopień szkody są niewielkie i gdy zasoby szybko powrócą do warunków początkowych (po wdrożeniu podstawowych środków zaradczych lub bez nich), analizę równoważności można przeprowadzać niedużym nakładem wysiłków. Takie oceny na małą skalę mogą bazować na łatwo dostępnych danych, modelach, upraszczających założeniach i wzorach. Gdy szkoda jest bardziej złożona, prawdopodobnie wywoła łańcuchową reakcję negatywnych skutków lub przyniesie trwałe negatywne efekty albo po prostu nie może zostać szybko naprawiona, konieczne mogą się okazać bardziej szczegółowe i kompleksowe analizy. Całościowa ocena może wymagać zbierania i analizy danych, w tym zaplanowania i przeprowadzenia badań w terenie lub w laboratorium w celu poznania zakresu szkody lub studiów wykonalności w celu wyboru właściwych projektów dotyczących środków zaradczych lub metod zaradczych. Ramka 3.9. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: odpowiedni nakład pracy

W oparciu o wyniki oceny wstępnej właściwy organ stwierdził, że niezbędna jest pełna ocena szkód. Wniosek ten wysnuto na podstawie następujących ustaleń: Zdarzenie i spowodowana przez nie szkoda w zasobach naturalnych są objęte zakresem obowiązywania dyrektywy ELD i powiązanych przepisów prawnych danego państwa członkowskiego. Szkoda w jakości wody, siedliskach wodnych, biocie wodnej oraz chronionych siedliskach podmokłych prawdopodobnie była znaczna i dalej się utrzymuje. Prawdopodobny stopień szkody w dotkniętych nią zasobach był znaczny i zasoby te nie zregenerują się w naturalny sposób w krótkim okresie. Dostępne dane dotyczące lokalizacji, w tym dane chemiczne i biologiczne, nie były wystarczające do ilościowego określenia szkód. Jednakże wykonalne i realistyczne jest zgromadzenie takich informacji. Na przykład powszechnie

64

przeprowadza się badania jakości wody, jakości osadów, populacji pstrąga i stanu terenów podmokłych za pomocą dobrze udokumentowanych metod. Podstawowe środki zaradcze nie pozwolą w pełni przywrócić warunków początkowych i nie zrekompensują społeczeństwu przewidywanych przyszłych strat przejściowych. Wykonalne jest wdrożenie kompensacyjnych środków zaradczych dotyczących rodzajów zasobów, które potencjalnie zostały uszkodzone. Na tej podstawie właściwy organ postanowił, że powinna zostać przeprowadzona pełna ocena, obejmująca gromadzenie danych dotyczących danej lokalizacji i opracowanie planów dotyczących odpowiednich środków zaradczych i monitorowania. Jest prawdopodobne, że na taką ocenę może być potrzebny okres od około 1 roku do 3 lat. W ramce 3.10 przedstawiono prostą analizę przypadku obrazującą etapy analizy równoważności (z wykorzystaniem metody równoważności siedlisk). Szczegółowe informacje dotyczące metodologii i terminologii można znaleźć w rozdziałach 4–7 niniejszego podręcznika. Ramka 3.10. Przykład obrazujący etapy analizy równoważności Rozważmy przypadek szkody w terenie podmokłym spowodowanej przez uwolnienie wody o niskim pH z zakładu przeróbczego. Teren podmokły zajmuje powierzchnię 10 ha. Woda o niskim pH powoduje znaczne początkowe szkody o nasileniu takim, że na podstawie stopnia pokrycia powierzchni przez roślinność, który uważa się za dobry wskaźnik stanu terenów podmokłych, naukowcy oszacowali, iż początkowo utracono 75% całej flory. Oczekuje się, że teren podmokły powróci do warunków początkowych w ciągu pięciu lat. Z uwagi na właściwości terenu i fakt, że ostatecznie powróci on do stanu początkowego, nie wdrożono żadnych podstawowych środków zaradczych. Na podstawie tych informacji przeprowadzono analizę równoważności siedlisk. Wyliczono w niej, że pierwotna strata 75% flory, która odbudowywała się przez pięć lat, wytworzyła debet wynoszący 21,6 zdyskontowanych usługohektarolat (DSHaYs). DSHaYs to jednostka obliczeniowa w analizie równoważności siedlisk, gdzie określenie „zdyskontowany” odnosi się do faktu, że stosuje się stopę dyskontowąa, w tym przypadku 3%, aby uwzględnić upływ czasu w kontekście szkody. „Usługohektar” odzwierciedla fakt, że w analizie równoważności siedlisk szkodę mierzy się jako zmianę „utraty usług” na hektar (początkowo 75%) spowodowanej szkodą. „Lata” odsyłają do faktu, że sumuje się debet za okres, jakiego dotyczy utrata usług. W analizie równoważności nie ma jednej stałej stopy dyskontowej. Opracowano kompensacyjny środek zaradczy na podstawie przeglądu dostępnych informacji oraz wiedzy na temat pobliskich terenów podmokłych. Wiadomo, że w pobliżu istnieją inne tereny podmokłe, a ich ogólny stan mógłby ulec poprawie, gdyby podjęto pewne działania zaradcze. Zidentyfikowano jeden teren podmokły, na którym usunięcie roślin obcych poprawiłoby jego ogólny stan, mierzony jako stopień pokrycia powierzchni terenu podmokłego przez naturalną roślinność. Szacuje się, że w porównaniu ze stanem sprzed szkody stopień pokrycia mógłby się zwiększyć z 50% do prawie 100%. Zaplanowanie oraz wdrożenie działań zaradczych zajęłoby dwa lata, natomiast zwiększenie się stopnia pokrycia z 50% do 100% zajęłoby kolejne trzy lata. Szacuje się, że w przewidywanym okresie żywotności terenu podmokłego poddanego działaniom naprawczym poprawa stanu hektara terenu podmokłego przyniesie korzyść (kredyt) rzędu 15,5 DSHaYs.

65

Dlatego też, aby zrównoważyć szkodę na terenie podmokłym oszacowaną na 21,6 DSHaYs przez wdrożenie środków zaradczych na pobliskim terenie podmokłym, konieczna byłaby poprawa stanu zniszczonego terenu podmokłego przez usunięcie obcych roślin na obszarze 21,6/15,5 = 1,4 ha. Koszt przeprowadzenia działań naprawczych na obszarze 1,4 hektara terenu podmokłego obejmuje koszty planowania i opracowania projektu, uzyskania zezwoleń, wdrożenia, nadzoru, prowadzenia działań i utrzymania, monitorowania itd. Zakładając, że hipotetyczny koszt wyniesie ok. 50 tys. EUR na hektar, całkowity koszt wdrożenia środków zaradczych w celu zrekompensowania szkód wyniósłby 1,4 x 50 000 = 70 000 EUR. a Czytelnik powinien stosować oficjalną stopę dyskontową przyjętą w jego państwie członkowskim (np. w Zjednoczonym Królestwie oficjalna stopa wynosi 3,5% i maleje na przestrzeni czasu do zera; została opublikowana w zielonej księdze brytyjskiego ministerstwa finansów).

66

4. USTALENIE SZKÓD I ICH OKREŚLENIE ILOŚCIOWE Jest to trzeci etap oceny szkód i analizy równoważności zasobów (zob. rys. 3.1). Ma on na celu ilościowe określenie utraconych zasobów (lub ich usług), które powinny zostać zrekompensowane poprzez projekty środków zaradczych. Ustalenie szkody i jej ujęcie ilościowe może wymagać przeprowadzenia analiz w celu określenia jej przyczyn, stopnia, zasięgu przestrzennego i czasowego oraz charakteru. W innych przypadkach wystarczające może być oparcie się na istniejących danych i/lub modelach. Analizy przeprowadzane w celu oceny szkód powinny być opracowane tak, by ich wynikiem były wysokiej jakości dane, bez zarzutu pod względem naukowym, oraz odpowiedzi na pytania związane z analizą równoważności. Analizy te nie powinny służyć rozstrzyganiu kwestii, które mają znaczenie czysto naukowe. Mimo to jednak przeprowadzający analizę nie powinni obawiać się podejmowania badań ściśle naukowych, ponieważ bez prawidłowych informacji ilościowych dotyczących szkody, analiza równoważności nie będzie pomocna w ustaleniu właściwego zakresu środków zaradczych. Główne elementy ustalania i ilościowego określania szkód, omówione dalej w tym rozdziale to: • wskazanie zasobów, siedlisk i usług, które uległy szkodzie; • ustalenie przyczyn szkody; • ilościowe określenie szkody (poprzez porównanie poziomu jakości zasobów i usług po zdarzeniu z warunkami

początkowymi); • obliczenie strat przejściowych i całkowitego debetu (poprzez uwzględnienie korzyści z podstawowych środków

zaradczych i strat wynikających ze szkód dodatkowych). Przykłady wyżej wymienionych elementów pokazane są w dalszej części tekstu w analizie przypadku „Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X”. 4.1 Wskazanie zasobów, siedlisk i usług, które uległy szkodzie Dane i informacje zgromadzone podczas oceny wstępnej powinny ułatwić wskazanie zasobów, siedlisk i usług, które potencjalnie mogły ulec szkodzie. Dane te, plus ewentualnie zgromadzone dane dodatkowe, analizuje się tak, by otrzymać logiczną i wiarygodną ocenę typów zasobów i siedlisk, które uległy szkodzie, oraz usług, jakie normalnie zapewniają te zasoby i siedliska. Wskazując zasoby i siedliska, które uległy szkodzie, należy uwzględnić potencjalne drogi transportu lub bezpośrednie bądź wtórne skutki, jakie mogą wystąpić w wyniku zdarzenia, w tym drogi takie jak wody podziemne i powierzchniowe; gleba, osady i woda kapilarna; łańcuch pokarmowy i inne drogi biologiczne; drogi powietrzne, tam gdzie istnieje powiązanie ze zidentyfikowanym podmiotem zanieczyszczającym. Można zastosować modele koncepcyjne stanowisk do skonstruowania spójnego obrazu siedlisk i ekosystemów, aby ułatwić wskazanie zasobów potencjalnie dotkniętych szkodą. Ponieważ podejście wybrane do analizy równoważności może koncentrować się raczej na utracie usług niż na utracie samego zasobu, w analizie może być konieczne wskazanie usług zapewnianych w normalnych warunkach przez zasoby lub siedliska, które uległy szkodzie. Określając szkody, należy uwzględniać nie tylko szkody ekologiczne i związaną z nimi utratę usług, ale także czynniki społeczne i gospodarcze (w tym wszelką wartość dla człowieka ludzkie), które zależą od integralności ekologicznej danych zasobów.

67

W celu wskazania zasobów, siedlisk i usług, które uległy szkodzie, zwykle ocenia się następujące dane: • Warunki hydrologiczne, geologiczne, ekologiczne i biogeochemiczne stanowiska oraz zasoby szczególne. Należy

też uwzględnić informację o występowaniu europejskich chronionych siedlisk przyrodniczych i gatunków zgodnie z definicją w dyrektywie ELD. Wykaz siedlisk znajduje się w załączniku I do dyrektywy siedliskowej, wykaz gatunków – w załącznikach II i IV do tejże dyrektywy, natomiast gatunki dzikiego ptactwa omówione są w art. 4 ust 2 dyrektywy ptasiej lub wymienione w załączniku I do tej dyrektywy.

• Typ jednolitej części wód. Istotne jest zebranie informacji na temat typu dotkniętej szkodą jednolitej części wód, zgodnie z definicją zawartą w art. 2 ramowej dyrektywy wodnej i celami środowiskowymi określonymi w art. 4 tejże dyrektywy. Zgodnie z art. 5 RDW, każde państwo członkowskie zapewni dla każdego obszaru dorzecza charakterystykę jednolitej części wód, przegląd wpływu działalności człowieka na stan wód powierzchniowych i podziemnych oraz analizę ekonomiczną korzystania z wód. Dane te powinny zostać zgromadzone jako element oceny wstępnej (zob. rozdział 3).

• Klasyfikacja obszaru, o ile istnieje. Należy wskazać międzynarodowe klasyfikacje obszarów (takie jak obszar specjalnej ochrony (OSO) na podstawie dyrektywy ptasiej, specjalny obszar ochrony (SOO) lub obszar o szczególnym znaczeniu dla ochrony przyrody (SCI, Site of Conservation Importance) zgodnie z dyrektywą siedliskową, obszar wodno-błotny mający znaczenie międzynarodowe na podstawie konwencji ramsarskiej). Należy także wskazać obszary ochrony przyrody mające znaczenie w skali krajowej, jeżeli są one objęte ustawodawstwem krajowym wdrażającym dyrektywę ELD.

• Charakter uwolnionych chemicznych substancji zanieczyszczających i ich zachowanie w środowisku lub charakter stresora fizycznego, jeśli zdarzenie związane jest z fizycznym zaburzeniem środowiska.

• Stężenie substancji chemicznych w glebie, wodach powierzchniowych, wodach podziemnych, biocie i powietrzu. • Stężenie tła badanych substancji zanieczyszczających. • Drogi transportu i ekspozycji. • Cechy fizyczne ekosystemu i ich wrażliwość na zdarzenie. Powinno to obejmować informacje na temat

powierzchni lub zasięgu dotkniętych siedlisk oraz na temat liczby zwierząt, które zginęły lub zostały ranne, lub, w niektórych przypadkach, zniszczonych lub uszkodzonych roślin. Do zebrania informacji dotyczących zasięgu i rozmiaru zdarzenia można wykorzystać fotografię lotniczą lub inne metody teledetekcji.

• Potencjalnie dotknięte szkodą gatunki, sposoby wykorzystywania siedliska (np. do migracji, tarła, wychowu młodych, żerowania), istotne zależności troficzne i skład zbiorowiska.

• Istotne cechy, sposoby wykorzystania i stan siedliska. • Położenie geograficzne w stosunku do skupisk ludności. • Wykorzystanie miejscowych zasobów do celów rekreacyjnych i innych.

4.2 Opis charakteru czynnika stresowego (stresora) Charakterystyka szkody powinna uwzględniać jej zasięg przestrzenny i czasowy, a także stopień szkody. Ten etap powinien obejmować gruntowną ocenę charakteru danego stresora. Stresorami biologicznymi mogą być wprowadzone do środowiska czynniki biologiczne16 (np. GMO; zob. ramka 4.1), patogeny i gatunki inwazyjne. Charakter stresora biologicznego powinno się opisać pod kątem jego interakcji ze

16 Stresorem biologicznym może być każde zdarzenie (natury fizycznej, chemicznej lub biologicznej), które powoduje stres w systemie biologicznym. Przykłady: zaburzenie fizyczne, skażenie, gatunki obce. Czynniki biologiczne to organizmy, które powodują stres. Przykłady: gatunki obce i organizmy zmodyfikowane genetycznie.

68

zbiorowiskami ekologicznymi i gatunkami istniejącymi w warunkach początkowych, a także z uwzględnieniem procesów ekologicznych (takich jak dynamika składników pokarmowych, procesy dekompozycji), składu zbiorowiska, różnorodności biologicznej lub genetycznej, dynamiki układu drapieżnik-ofiara i innych odpowiednich aspektów. Ramka 4.1. Dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko a organizmy zmodyfikowane genetycznie (GMO) Uwolnienie do środowiska naturalnego organizmów zmodyfikowanych genetycznie (GMO) może powodować znacząco odmienne zagrożenia dla środowiska niż wiele innych rodzajów działalności objętych dyrektywą w sprawie odpowiedzialności za środowisko (GeneWatch UK, 2005)17. Potencjalne negatywne skutki uwolnienia GMO mogą być dalekosiężne i mogą wymagać kosztownych środków zaradczych. Ponadto mogą ujawnić się dopiero po bardzo długim czasie. Przy tym dostępne obecnie doświadczenia czy wiedza naukowa, z których można by korzystać w celu długoterminowej oceny potencjalnego wpływu GMO, są stosunkowo małe. W związku z tym potencjalny negatywny wpływ może być mniej pewny i mniej przewidywalny, niż ma to miejsce w przypadku innych, bardziej „tradycyjnych” stresorów środowiskowych. Należy zauważyć, że przyjęte w dyrektywie podejście do zagrożeń powodowanych przez organizmy zmodyfikowane genetycznie jest odmienne od przyjętego w innych aktach prawnych i przepisach UE dotyczących GMO, takich jak dyrektywa w sprawie zamierzonego uwalniania (dyrektywa 2001/18/WE), która stanowi główne źródło prawa UE regulujące stosowanie GMO w Europie. W dyrektywie ELD przyjęto podejście ogólne i nie potraktowano „szkód wyrządzonych środowisku naturalnemu spowodowanych przez organizmy genetycznie zmodyfikowane” jako osobnej kategorii. Zamiast tego dyrektywa ustanawia odpowiedzialność za środowisko na zasadzie ryzyka i umożliwia państwom członkowskim wprowadzenie, jeżeli sobie tego życzą, konkretnych poziomów ochrony, m.in. w celu lepszego dostosowania systemu odpowiedzialności odnoszącego się do GMO do przepisów i regulacji stosowanych przez dane państwo członkowskie. Krajowe systemy odpowiedzialności dotyczące GMO są istotne, ponieważ ocena szkód spowodowanych przez GMO (a zatem poziom rekompensaty) powinna opierać się na wymogach w nich zawartych. Opis powinien uwzględniać potencjalne szkody na różnych poziomach organizacji ekologicznej (np. osobnik, populacja, zbiorowisko, ekosystem) i fizjologicznej (np. subkomórkowy, komórkowy, organizm, populacja) (zob. ramkę 4.2). Stresory fizyczne mogą prowadzić do bezpośredniej utraty siedlisk, wpływać na reżimy hydrologiczne lub typ pokrycia terenu oraz mieć wpływ na ilość wody, prędkość przepływu, istotne sezonowe wahania poziomu wody, maksymalną temperaturę oraz potencjał erozyjny. Stresor hydrologiczny można opisać w kategoriach dostępności wody (zbyt dużo, zbyt mało lub źle rozłożona w czasie) lub w kategoriach zmiany w strukturze połączeń kluczowych dróg hydrologicznych. Ramka 4.2. Określanie dotkniętych szkodą populacji i poziomów organizacji Życie na Ziemi jest wysoko zorganizowane. Same organizmy to też układy o wysokim stopniu organizacji. Naukowcy wyróżniają różne poziomy organizacji materii, od skali bardzo małej (cząstki subatomowe – atomy – cząsteczki),

17 GeneWatch UK, Notes for DEFRA in relation to GMOs and the implementation of the Environmental Liability Directive, GeneWatch UK, 2005.

http://staff.jccc.net/PDECELL/lifeis/bioorgframe.html

69

przez średnią (narządy – gatunki) do dużej (populacja – zbiorowisko – ekosystem). Im wyżej w hierarchii organizacji biologicznej, tym większy rozmiar i większa złożoność występujących struktur biologicznych. Różnorodność biologiczna (zróżnicowanie życia na Ziemi) często wyraża się na trzech poziomach: różnorodności ekosystemów, różnorodności gatunków i różnorodności genów. W odróżnieniu od oceny ryzyka dla zdrowia ludzkiego, niektóre oceny ekologiczne mogą koncentrować się na ustaleniu ryzyka lub szkód na poziomie populacji. W szerokim ujęciu populacja w biologii to grupa organizmów zdolnych do krzyżowania się, zajmujących konkretny obszar, lub liczba ludzi bądź innych istot żywych „na określonym obszarze”. Czasem populację definiuje się także jako grupę organizmów tego samego gatunku „stosunkowo oddzielonych” od innych osobników tego samego gatunku. Obie definicje pozostawiają dość szeroki margines swobody, jeśli chodzi o określenie granic obszaru lub interpretację „stosunkowego oddzielenia”. Ten brak precyzji przenosi się także na pojęcie „dotkniętej populacji”, która ucierpiała wskutek danego zdarzenia lub działalności. W UE różne regulacje i akty prawne odnoszą się do różnych poziomów organizacji biologicznej. Niektóre postanowienia umożliwiają uwzględnienie szkód, którym uległy indywidualne organizmy, inne preferują ocenę na wyższym poziomie organizacji. Ponadto ustawodawstwo krajowe może nieco różnić się w tym względzie pomiędzy różnymi państwami członkowskimi, a także od ustawodawstwa UE. Nie jest zatem możliwe określenie ogólnego poziomu organizacji, odnośnie do którego należy ustalać „szkodę dla różnorodności biologicznej”. To właściwy organ jest odpowiedzialny za podjęcie decyzji co do odpowiedniego poziomu organizacji, który należy poddać ocenie. Musi przy tym opierać się na najlepszych dostępnych danych naukowych i najlepszych praktykach, a jednocześnie uwzględnić stosowne ramy prawne (unijne i krajowe lub regionalne) oraz specyfikę danej szkody i stanowiska nią dotkniętego. Jednak przy ocenie wyższych poziomów organizacji często przydatna – a niekiedy nawet konieczna – jest ocena skutków na niższych poziomach, ponieważ w takiej skali dużo łatwiej ustalić szkody, które często mogą służyć jako wskaźnik zastępczy szkód na wyższych poziomach organizacji biologicznej. Dlatego zaleca się rozpoczęcie ustalania skutków szkody na niższym poziomie (np. na poziomie osobnika), a następnie przechodzenie na poziomy coraz wyższe w hierarchii (populacje, zbiorowiska, ekosystemy). Zależnie od sytuacji skutki dla osobników, populacji czy zbiorowisk mogą być mniej lub bardziej istotne (biorąc także pod uwagę status chroniony, rzadkość występowania, znaczenie dla integralności ekosystemu i dla usług itp.). Wymaga to określenia, na ile obserwowane skutki są istotne w szerszych ramach ekologicznych, a niekiedy społeczno-gospodarczych.

4.3 Ocena ekspozycji Celem oceny ekspozycji jest określenie charakteru, rozłożenia w czasie, czasu trwania i miejsca wystąpienia potencjalnej ekspozycji potencjalnie narażonych zasobów lub siedlisk na stresory powiązane ze zdarzeniem. 4.3.1 Charakter, rozłożenie w czasie, czas trwania i miejsce Oceniając ekspozycję, należy uwzględnić następujące czynniki: • charakter ekspozycji środowiskowych; • rozłożenie w czasie wszelkich ekspozycji (np. ciągła czy przerywana; relacja z innymi czynnikami

środowiskowymi, takimi jak dzienne zmiany stężenia rozpuszczonego tlenu, czynniki hydrologiczne, lokalne pływy; relacja z innymi czynnikami biologicznymi, takimi jak zachowania migracyjne i cykle tarła);

http://www.everythingbio.com/glos/definition.php?ID=2299

70

• czas trwania ekspozycji (np. ostra czy przewlekła; ciągła czy przerywana; wielopokoleniowa); • miejsce wystąpienia ekspozycji (w tym uwzględnienie wykorzystania przestrzeni poszczególnych siedlisk przez

potencjalne receptory, miejscowe czynniki fizyczne, hydrologiczne, biogeochemiczne i ekologiczne, które mogą mieć wpływ na ekspozycję).

4.3.2 Nasilenie Opisując poziom, lub nasilenie, ekspozycji, należy wziąć pod uwagę stężenie substancji zanieczyszczającej (w przypadku zdarzenia chemicznego), stopień zmian fizycznych (w przypadku stresora fizycznego) oraz zasięg ekspozycji biologicznej na stresor biologiczny. 4.4 Ocena receptorów Receptory to organizmy, zbiorowiska, siedliska, ekosystemy i usługi narażone na oddziaływanie skutków zdarzenia (zob. także ramkę 4.2 powyżej). Zależnie od zdarzenia i jego skutków receptory można opisać na różnych poziomach organizacji, od skali suborganizmalnej (komórkowej) do ekosystemowych punktów końcowych. W analizie równoważności można posłużyć się, lub przynajmniej rozważyć posłużenie się, szeregiem receptorów, takich jak: • punkty końcowe na poziomie suborganizmalnym; • indywidualne elementy bioty, np. ryby, makrobezkręgowce bentosowe, ptaki i ssaki; • populacje bioty; • zbiorowiska biologiczne, np. potoki zimnowodne, mokradła z roślinnością nadwodną, nadbrzeżne równiny błotne

i lasy łęgowe. • siedliska lub skupiska siedlisk; • krajobrazy; • ekosystemy lub procesy zachodzące w ekosystemach; • punkty końcowe u ludzi. Należy zaznaczyć, że konkretne receptory, poziomy organizacji i punkty końcowe mogą być określone w dyrektywach UE dotyczących ochrony środowiska i w ustawodawstwie państw członkowskich. Ocena receptorów powinna uwzględniać szkody na różnych poziomach organizacji ekologicznej (np. osobnik, populacja, zbiorowisko, ekosystem) i fizjologicznej (np. subkomórkowy, komórkowy, organizm, populacja). Niekiedy receptor na poziomie krajobrazu jest inny niż receptor na niższym poziomie. Na poziomie krajobrazu receptorem może być populacja ludzi (a skutkiem może być strata społeczna lub ekonomiczna), natomiast na niższym poziomie receptorem mogą być ryby lub teren podmokły (a skutkiem może być śmierć lub zniszczenie).

4.5 Ustalenie szkody Po opisaniu stresorów, receptorów i dróg powiązań między nimi następny etap analizy równoważności polega zasadniczo na ustaleniu, jaka szkoda wystąpiła w zasobach naturalnych. Ustalanie szkód oznacza w szerokim ujęciu wskazanie negatywnej zmiany w biologicznej, chemicznej lub fizycznej jakości zasobu naturalnego lub usługi. Ta szeroka definicja daje właściwym organom i osobom przeprowadzającym analizę pewną swobodę w określaniu charakteru szkody.

71

Najczęstsze rodzaje szkód i utraty usług związane z danym zdarzeniem obejmują: • wody powierzchniowe; • wody podziemne; • osady; • gleby; • roślinność; • biotę; • siedliska; • wartości użytkowe i nieużytkowe dla człowieka. 4.5.1 Wody powierzchniowe Wody powierzchniowe mogą ulec szkodzie, jeżeli warunki chemiczne, hydrologiczne lub fizyczne jednolitej części wód powierzchniowych są takie, że mogą spowodować negatywny wpływ na biotę wodną lub na ludzi jako użytkowników wody. Szkody dotyczące wód powierzchniowych mogą obejmować przekroczenie: • standardów jakości wody (w tym także odnoszących się do bioty, wody pitnej, użytkowania rekreacyjnego

i rolniczego); • progowych wartości toksykologicznych i związanych z przepływem; • kryteriów ochrony bioty wodnej; • innych kryteriów wyrażonych liczbowo lub opisowo mających służyć ochronie ludzi i innej bioty. Szkody dla wód powierzchniowych mogą także obejmować zamknięcie publicznego dostępu do jednolitych części wód powierzchniowych lub ograniczenia użytku publicznego (np. łowienia ryb, pływania). Przykładami utraty usług związanej ze skutkami dla wód powierzchniowych mogą być zakłócenia dostaw wody pitnej, ograniczenia na jakiś czas użytku rekreacyjnego (takiego jak pływanie, żegluga rekreacyjna, łowienie ryb itp.) oraz negatywny wpływ na biotę wodną lub siedliska. Dodatkowa utrata usług, którą można uwzględnić, to zmniejszenie zdolności asymilacyjnej wody (zdolność absorpcji przez wody powierzchniowe niskich dawek zanieczyszczeń bez przekroczenia norm lub bez negatywnego wpływu), zmiany hydrologiczne (np. zmiany ilości wód czy rozkładu przepływu w czasie) oraz „stygmatyzacja” związana z zanieczyszczeniem. „Stygmatyzacja” oznacza, że nawet po usunięciu zanieczyszczeń ludzie wolą nie korzystać z danego akwenu czy przebywać w danym miejscu. Może ona także wynikać z tego, że usunięcie zanieczyszczeń nie było w pełni skuteczne lub pewne, dlatego postrzegane ryzyko związane z tym miejscem wciąż się utrzymuje (a w związku z tym występuje utrata wartości ekonomicznej). 4.5.2 Wody podziemne Wody podziemne mogą ulec szkodzie, jeżeli warunki chemiczne, hydrologiczne lub fizyczne warstwy wodonośnej18 są takie, że mogą spowodować negatywny wpływ na ludzi jako użytkowników wody lub na biotę wodną lub na 18 Warstwa wodonośna to podziemny ośrodek skalny lub warstwa skały okruchowej (żwirowej, piaskowej lub mułowej) zdolne do gromadzenia i przewodzenia wody, umożliwiające jej wydobycie za pomocą studni.

72

siedliska narażone na przepływ wód podziemnych. Szkody dotyczące wód podziemnych mogą obejmować przekroczenie poziomów tła; norm lub wytycznych dla wody pitnej; toksykologicznych lub hydrologicznych wartości progowych lub kryteriów dla bioty potencjalnie narażonej w strefach wysięków, źródeł i odcinków drenujących rzeki lub zatoki; innych wyrażonych liczbowo lub opisowo kryteriów dotyczących wód podziemnych i mających służyć ochronie ludzi i innej bioty. Szkody fizyczne lub hydrologiczne mogą obejmować zmniejszenie zdolności warstwy wodonośnej do gromadzenia wody, zmniejszenie jej bezpiecznej wydajności eksploatacyjnej, zmiany stosunku zasilania do odpływu lub zniszczenie warstwy wodonośnej poprzez kompakcję lub zamknięcie, przez co przestaje być dostępne źródło wody podziemnej lub siedlisko zależne od wód podziemnych. Szkodą dla wód podziemnych może także być fizyczne ograniczenie dostępu spowodowane wykorzystaniem warstwy wodonośnej do innych celów. Utrata usług powiązana z niekorzystnymi skutkami dla wód podziemnych może obejmować zakłócenie dostaw wody pitnej dla ludzi lub zwierząt gospodarskich, wykluczenie przyszłego wykorzystania warstwy wodonośnej jako źródła dostaw wody pitnej lub używanej w rolnictwie, zamknięcie terenu rekreacyjnego z powodu zagrożenia związanego ze smugą zanieczyszczenia w wodach podziemnych lub degradacja siedliska związana z toksycznymi substancjami w płytkich wodach podziemnych. Fizyczna szkoda w warstwie wodonośnej może spowodować, bezpośrednio lub pośrednio, podobne zakłócenia usług. 4.5.3 Osady Szkody dla osadów można ocenić, korzystając z odpowiednich wytycznych i norm lub wykazując, że zdarzenie miało takie skutki dla osadów, że te z kolei wywierają negatywny wpływ na inne zasoby. Fizyczne szkody dla osadów mogą obejmować ścieranie, pogrzebanie lub zmiany rozkładu wielkości ziaren. Takie skutki mogą negatywnie wpłynąć na zdolność osadów do pełnienia funkcji siedlisk dla organizmów bytujących i żerujących w osadach. Utrata usług związana ze szkodami dla osadów może obejmować ustanie lub ograniczenie zdolności osadu do zapewnienia siedliska dla bioty wodnej, w tym roślin, bezkręgowców bentosowych, ryb i ptaków żerujących w osadach. Szkody dla osadów mogą spowodować zniszczenie roślinności terenów podmokłych, zmniejszenie pokrywy roślinnej na terenach podmokłych i wodnych, zmiany składu zbiorowisk czy uproszczenie struktury zbiorowisk roślinności mokradeł i roślinności wodnej, które obniża jakość siedlisk przyrodniczych. Utrata wartości użytkowej usług może obejmować ograniczenie dostępu do terenów rekreacyjnych lub obniżenie jakości doznań podczas korzystania z terenu rekreacyjnego. 4.5.4 Gleby Przykłady szkód dla gleby w siedliskach chronionych mogą obejmować stężenia związków chemicznych powodujące reakcje toksykologiczne u mikroorganizmów żyjących w glebie, bezkręgowców, roślin lub dzikich zwierząt. Szkody fizyczne w glebie mogą obejmować erozję lub pogrzebanie, zmianę struktury gleby lub jej funkcji (np. zdolności retencyjnej, obiegu składników pokarmowych) lub utratę siedlisk utrzymujących biotę. Utrata usług związana ze szkodami w glebie może obejmować zanik lub ograniczenie zdolności gleby do zapewnienia siedliska dla dzikich zwierząt lub pastwiska dla zwierząt gospodarskich. Szkody powstałe w glebie mogą powodować zniszczenie roślin, ubytki pokrywy roślinnej, zmiany składu zbiorowisk, uproszczenie struktury zbiorowisk roślinnych,

73

które obniża jakość siedlisk dla dzikich zwierząt lub jakość pastwisk. Utrata wartości użytkowej usług dla człowieka może obejmować ograniczenie dostępu do terenów rekreacyjnych, obniżenie jakości doznań podczas korzystania z terenu rekreacyjnego, a także ograniczenie dostępu do pastwisk lub eksploatacji zasobów na terenach publicznych. Oprócz ekologicznych skutków wynikłych z zanieczyszczenia gleby, fakt wystąpienia szkody w glebie można także potwierdzić poprzez ustalenie, że szkoda stanowi zagrożenie dla zdrowia ludzkiego. Chociaż ustawodawstwo krajowe wdrażające dyrektywę ELD może stosować bardziej rygorystyczne definicje, sama dyrektywa obejmuje szkody dotyczące powierzchni ziemi tylko w przypadku, kiedy stwarzają one ryzyko dla zdrowia ludzi. Są jednak dwie sytuacje, w których potrzebne może okazać się przeprowadzenie analizy równoważności zasobów, jeżeli wystąpiła lub wystąpi szkoda w glebie: 1) jeżeli szkoda nie ogranicza się do gleby lub powierzchni ziemi, ale wiąże się z nią także szkoda dla chronionych siedlisk, gatunków lub wód; 2) jeżeli podstawowe środki zaradcze podjęte w celu usunięcia zagrożenia dla zdrowia spowodują szkodę dla chronionych wód, siedlisk lub gatunków objętych zakresem dyrektywy ELD. 4.5.5 Roślinność Szkody w roślinności mogą obejmować ubytki pokrywy roślinnej, zmniejszenie różnorodności, pogorszenie stanu zdrowia roślin, ich żywotności, zdolności reprodukcyjnej, stabilności lub wartości siedliskowej. Ponadto szkodą może być także zmniejszenie wartości pokarmowej lub siedliskowej gatunków roślin dla danych gatunków dzikich zwierząt. Szkoda w roślinności zwykle jest skutkiem zdarzeń fizycznych i w takich przypadkach stosunkowo łatwo jest ją rozpoznać i opisać. Bardziej subtelne i trudniejsze do zidentyfikowania są szkody w glebie powstałe w wyniku zdarzeń, które powodują zmianę biogeochemii gleby lub składu roślinności pozostałego zbiorowiska, tak że nie jest już możliwe przywrócenie roślinności początkowej. Utrata usług związana ze szkodą w roślinności obejmuje obniżenie jakości siedlisk dzikiej flory i fauny, pogorszenie stabilizacji fizycznej, którą roślinność zapewnia glebie, oraz zmniejszenie hydrologicznych lub termicznych właściwości tłumiących pokrywy roślinnej. Utrata roślinności lub szkoda dla roślinności może spowodować ograniczenie możliwości wykorzystania terenu do celów rekreacyjnych lub dla przyjemności, utratę roślin jadalnych lub leczniczych, utratę wartości krajobrazowej lub zmniejszenie wartości nieużytkowych. 4.5.6 Biota Punkty końcowe dotyczące szkody mogą obejmować śmierć indywidualnych organizmów, zmniejszenie populacji, zmianę składu zbiorowisk, utratę utrzymujących siedlisk oraz efekty letalne wpływające na żywotność organizmów lub populacji. Efekty subletalne mogą obejmować choroby (lub upośledzenie układu odpornościowego), zaburzenia behawioralne, nowotwory, mutacje genetyczne, zaburzenia fizjologiczne (w tym zaburzenia funkcji rozrodczych) lub deformacje fizyczne. Ogólnie rzecz biorąc, za szkodę można uznać efekt działania każdego stresora, który powoduje w zasobie biologicznym niekorzystne zmiany dotyczące jego żywotności. Ponadto za szkodę można uznać także przypadki, kiedy stresor, np. chemiczna substancja zanieczyszczająca, powoduje przekroczenie bezpiecznego dla konsumpcji stężenia w jadalnych tkankach bioty. W przypadku bioty wodnej objawami wskazującymi na to, że szkodzie uległy ryby i bezkręgowce bentosowe, mogą być przekroczenia kryteriów dotyczących wód powierzchniowych i osadów. Ocenę może uzupełniać ocena

74

toksykologicznych wartości progowych na podstawie literatury naukowej lub analiz odnoszących się do konkretnego stanowiska. Można także wykorzystać dane dotyczące populacji w celu ustalenia, czy struktura przestrzenna liczebności, różnorodności czy wieku organizmów wskazuje na to, że wystąpiła szkoda. Informacji, które mogą posłużyć do ustalenia szkody, mogą dostarczyć analizy przypadków śmiertelnych wśród ryb lub dzikich zwierząt, autopsje, badania histopatologiczne, analizy chemiczne, informacje na temat reprodukcji organizmów oraz dostępna literatura naukowa. Do ustalenia szkody można wykorzystać zarówno badania terenowe, jak i laboratoryjne. 4.5.7 Siedliska Aby ocenić szkodę, której uległy siedliska, przeprowadzając analizę można porównać główne cechy siedliska: • w przypadku siedlisk lądowych: pokrywa roślinna, skład, struktura, jakość i produkcja pokarmu lub ochrona

termiczna w stanowiskach ocenianych i referencyjnych; • w przypadku siedlisk wodnych: charakterystyczna struktura zbiorowiska i skład gatunkowy (z uwzględnieniem

zbiorowisk lub gatunków bentosowych), reżim przepływu, zależności troficzne, temperatura wody, obieg składników pokarmowych, dostęp światła, jakość wody i struktura osadów.

Czasami można uprościć ocenę, określając dla siedliska gatunek wskaźnikowy, o ile można za pomocą metod naukowych stwierdzić powiązanie ekologiczne. 4.5.8 Wartości dla człowieka Zasoby naturalne pełnią wiele funkcji użytecznych dla człowieka. Obecnie funkcje te nazywa się usługami ekosystemowymi. Utrata usług użytecznych dla człowieka może wynikać ze szkody w zasobach naturalnych lub zagrożenia wystąpieniem takiej szkody, a także ze zmian ilości i/lub jakości usług zapewnianych przez dane zasoby. Utrata usług może być związana z faktycznym lub potencjalnym zagrożeniem19 dla zdrowia ludzi, z utratą możliwości (lub potencjalnych możliwości) użytkowania zasobów naturalnych lub z utratą wartości nieużytkowej zasobów (wartości, które ludzie wiążą ze środowiskiem naturalnym, ale które nie wynikają z praktycznego użytkowania go). Utratę usług użytecznych dla człowieka można mierzyć bezpośrednio lub pośrednio. Przy pomiarze bezpośrednim można określać ilość użytkowanego zasobu, np. liczbę wypraw wędkarskich lub myśliwskich podejmowanych przez ludzi bądź mierzalny wzrost zagrożenia dla zdrowia ludzi na podstawie badań epidemiologicznych. Usługom podlegającym obrotowi handlowemu na rynku można przypisać wartość pieniężną, wykorzystując dane dotyczące cen i zachowań konsumenckich. W przypadku innych usług wartość szacuje się na podstawie wywiadów lub obserwacji zachowań ludzi. Są jednak także usługi, z których ludzie nie korzystają bezpośrednio (np. funkcje regulacyjne). W celu gromadzenia i analizy danych w przypadku, gdy nie ma obrotu rynkowego (wartości nierynkowe) oraz gdy z usług nie korzysta się bezpośrednio, opracowano różne metody wyceny wartości (więcej informacji można znaleźć w załączniku dotyczącym wyceny ekonomicznej). 19 Zagrożenia dla zdrowia ludzi mogą wynikać z bezpośredniego kontaktu fizycznego z zanieczyszczonymi zasobami (np. z glebą, wodą), połknięcia zanieczyszczonej ziemi lub zanieczyszczonych źródeł żywności (np. gleby, roślin, ryb, mięsa) lub wdychania substancji zanieczyszczających. Zagrożenia mogą wiązać się z efektami zarówno letalnymi, jak i subletalnymi, takimi jak zmniejszenie zdolności rozrodczej, ograniczenie sprawności umysłowej lub wzrost chorób układu oddechowego. W dyrektywie ELD szkody, których negatywny wpływ na zdrowie ludzi został dowiedziony, zostały zaklasyfikowane jako poważne.

75

4.6 Ustalenie przyczyn szkody Na zasoby naturalne i zapewniane przez nie usługi może mieć wpływ wiele stresorów. Niektóre stresory są naturalne i mogą mieć charakter względnie stały, okresowy lub epizodyczny. Inne stresory są antropogeniczne, nie wiążą się jednak z żadnym konkretnym zdarzeniem. Przeprowadzający analizę powinni wskazać skutki danego zdarzenia w celu ustalenia szkód związanych ze zdarzeniem i ich ilościowego określenia. Powinni także określić tak dokładnie, jak to możliwe w praktyce, związek przyczynowy między zdarzeniem a wynikłą szkodą. Do oceny związku przyczynowego można wykorzystać dane zawarte w literaturze naukowej, analizę logiczną, badania specyficzne dla danego stanowiska, modelowanie oraz rozumowanie dedukcyjne. Określenie przypuszczalnego lub prawdopodobnego związku przyczynowego między zdarzeniem a zmianą w zasobach lub usługach może zostać poddane dokładnej kontroli. Dlatego metody naukowe lub kalkulacje ekonomiczne zastosowane przy jego ustalaniu powinny być rygorystyczne i przejrzyste. Określenie przyczyny danej szkody może wymagać badań w terenie lub w laboratorium, a czasem badań pierwotnych, jeżeli jakiś skutek natury chemicznej, biologicznej lub fizycznej ma charakter złożony, rzadki lub stosunkowo mało poznany. W wielu przypadkach to nie jeden czynnik jest jedyną przyczyną danej szkody. W celu ustalenia związku przyczynowego nie musi być konieczne określenie dokładnego wpływu jednego czynnika na badane zasoby naturalne lub usługi. Może po prostu wystarczyć wykazanie, że istnieją wiarygodne przesłanki do tego, iż zachodzi związek przyczynowy i że prawdopodobnie przyczynił się on, przynajmniej częściowo, do wystąpienia danego skutku.

4.7 Ilościowe określenie szkody Ilościowe określenie szkody zazwyczaj obejmuje ocenę następujących elementów: • zasięg przestrzenny szkody oraz straty w usługach lub zasobach; • zasięg czasowy szkody i utraty usług (przeszłość, teraźniejszość i przewidywania na przyszłość); • stopień szkody i utraty usług (często wyrażany jako procent zapewnianych usług w stosunku do warunków

początkowych, jako liczba organizmów lub jako obniżenie jakości cech organizmu lub siedliska). Zasięg i stopień szkody i utraty usług można oszacować przy użyciu danych chemicznych, toksykologicznych, biologicznych lub ekonomicznych, systemów informacji geograficznej i modelowania. Charakterystyka przestrzennego zasięgu szkody powinna obejmować określenie całkowitego zasięgu terytorialnego szkód. Może także uwzględniać określenie gradientów szkody lub stref oddziaływania skutków. W określaniu gradientów szkody lub stref jej oddziaływania może być pomocna ocena transportu, dyspersji, rozcieńczenia, transformacji lub negatywnego wpływu metodą pobierania próbek lub modelowania. Charakterystyka czasowego zasięgu szkody obejmuje określenie daty zdarzenia oraz daty wystąpienia negatywnego wpływu (jeżeli daty te nie pokrywają się ze sobą). Jeżeli nie są dostępne informacje odnoszące się konkretnie do danego stanowiska, które mogłyby posłużyć do ilościowego określenia zasięgu czasowego szkody, czas trwania szkody można ocenić na podstawie wiedzy o podobnych zdarzeniach na podobnych stanowiskach. Krzywe przebiegu regeneracji można oszacować na podstawie tempa sukcesji ekologicznej, trwałości związków chemicznych w środowisku oraz

76

wiedzy na temat ich losu środowiskowego i dynamiki transportu, a także w oparciu o informacje z dostępnej literatury na temat tempa regeneracji po podobnych zaburzeniach. Jeżeli planowane lub realizowane są podstawowe środki zaradcze, ocena zasięgu czasowego szkody powinna uwzględniać skutki tych środków dla regeneracji. Rozmiar (stopień) szkody lub utraty usług powinien być wyrażony w odniesieniu do warunków początkowych. W niektórych przypadkach polega to na ilościowym określeniu wszystkich warunków początkowych i warunków istniejących po zdarzeniu. W innych konieczne będzie tylko oszacowanie dyskretnych (różnicowych) szkód spowodowanych przez zdarzenie (np. obliczenie różnicowej śmiertelności spowodowanej przez toksyczną substancję chemiczną lub przez ilościowe określenie wielkości szkody fizycznej dla danego typu siedliska związanej z inwestycją). Stopień szkody dla zasobów lub usług przez nie zapewnianych zwykle wyraża się za pomocą jednej lub kilku jednostek, które można stosować do odzwierciedlenia negatywnego wpływu zdarzenia oraz jego rozmiaru. Jednostki te nazywa się miernikami. Ramka 4.3. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: ustalanie szkód dla zasobów naturalnych

W celu ustalenia szkód opracowano dla stanowiska koncepcyjny model ekspozycji i skutków. Model ten był pomocny w ukierunkowaniu gromadzenia danych, które obejmowały: • próbki jakości wody pobierane w rzece i na terenie podmokłym w celu pomiaru stężenia metali ciężkich i innych

dodatkowych parametrów jakości wody; • próbki osadów pobierane w rzece i na terenie podmokłym w celu pomiaru stężenia metali ciężkich; • próbki makrobezkręgowców bentosowych (w celu oceny liczebności i różnorodności) pobierane w miejscu

pobrania próbek osadów; • analizy połowów przy użyciu prądu elektrycznego w celu ilościowego określenia liczebności pstrąga potokowego

w kilku stanowiskach na odcinku obejmującym początkowe 10 km w górę rzeki od terenu podmokłego oraz 20 km w dół rzeki od terenu podmokłego;

• badania roślinności terenów podmokłych; • badania ptaków wędrownych na terenach podmokłych w miesiącach letnich; • zdjęcia lotnicze pomocne w ilościowym określeniu skutków. Na podstawie próbek pobieranych w terenie oraz literatury naukowej sformułowano następujące wnioski dotyczące szkód: 1. Jakość wody w górnych 10 km rzeki nie spełniała przepisowych kryteriów oraz przekraczała progi toksykologiczne

dla miedzi, cynku i kadmu publikowane w literaturze naukowej. W pierwszym roku po wycieku przekroczenia te utrzymywały się stale, a ich poziomy były bardzo wysokie (ponad 100 razy wyższe niż dane kryterium). W drugim roku po wycieku przekroczenia nadal się utrzymywały, ich poziom jednak spadł (był 10 razy wyższy niż kryterium). W trzecim roku stężenia były znowu nieco niższe. Uproszczony model zmian jakości wody wskazywał na powrót do warunków początkowych (stężenia nieprzekraczające przepisowych wartości) w ciągu 5 lat od zdarzenia.

2. Podobne zaburzenia zaobserwowano w osadach w górnych 10 km rzeki. 3. W pierwszym roku po wycieku z górnego odcinka rzeki zupełnie zniknęły pstrągi potokowe oraz bezkręgowce

bentosowe. Prognozowany czas regeneracji oszacowano na 10 lat.

77

4. Jakość wody w rzece w dół od terenu podmokłego pogorszyła się pod względem stężeń kadmu i cynku na odcinku co najmniej 10 km. Stopień tego zaburzenia był niższy niż w górnym odcinku rzeki (stężenia przekraczały kryteria i opublikowane progi ok. 5–10 razy), czas pełnej regeneracji oszacowano na 5 lat.

5. Populacja pstrąga w pierwszych 5 km rzeki w dół od terenu podmokłego wynosiła ok. 50% oczekiwanych poziomów (założonych na podstawie danych na temat liczebności w dolnym biegu rzeki oraz danych zebranych na stanowiskach referencyjnych). W odległości 10 km w dół rzeki od terenu podmokłego liczebność pstrąga wydawała się być na normalnym poziomie początkowym.

6. Uznano, że cała powierzchnia terenu podmokłego (10 ha) uległa poważnej szkodzie spowodowanej przez naniesione osady, o czym świadczą dane dotyczące osadów, zauważone skutki dla roślinności oraz brak jakiegokolwiek realnego wykorzystywania siedlisk przez ptaki wędrowne.

4.7.1 Mierniki stosowane do ilościowego określenia szkody Do ilościowego określenia szkody stosuje się mierniki pozwalające ująć zarówno stopień szkody, jakiej uległy zasoby naturalne lub usługi w wyniku danego zdarzenia, jak i korzyści wynikających z planowanych środków zaradczych. Wybór odpowiednich mierników jest bardzo istotny, ponieważ wartości szacowanych strat i zysków mogą się różnić w zależności od przyjętego miernika. Miernikami mogą być łatwe do zmierzenia cechy ilościowe, takie jak zagęszczenie populacji, pokrywa roślinna, szacowana produktywność lub liczba odwiedzających, ale także bardziej złożone, koncepcyjne cechy jakościowe, takie jak indeksy przydatności i jakości siedliska, wskaźniki wielowymiarowe lub subiektywne rankingi. Należy stosować takie same mierniki po stronie strat (debetowej) i korzyści (kredytowej), tak by umożliwić obliczenie równoważności. Jeżeli mierniki będą różne, nie będzie możliwe zrównoważenie debetu i kredytu, co jest celem analizy równoważności zasobów. Mierniki powinny być także przydatne przy badaniu różnic w jakości i ilości usług zapewnianych przez siedliska w warunkach początkowych, siedliska, które uległy szkodzie, oraz siedliska zastępcze. Przykładowo, jeżeli szkodę określa się ilościowo poprzez podanie, jaki procent rodzimej pokrywy roślinnej na hektar pozostał po zdarzeniu, korzyść z regeneracji powinno się także podać w procentach na hektar utworzonej rodzimej pokrywy roślinnej. Jeżeli szkodę ujmuje się ilościowo jako zmniejszenie populacji w stosunku do warunków początkowych, korzyść powinna być wyrażona jako wzrost populacji w stosunku do warunków początkowych. Oto przykłady mierników stosowanych do ilościowego określenia szkody: • zasięg konkretnego typu siedliska; • jednostki, w jakich mierzony jest pewien zasób (np. kilometry biegu danego rodzaju rzeki, hektary konkretnego

typu siedliska, objętość wody nadającej się do wykorzystania); • miara zagęszczenia roślinności, pokrywy roślinnej lub biomasy; • procentowe pokrycie przez pożądane, dominujące lub niezbędne gatunki roślin; • wskaźniki jakości siedliska; • produktywność biologiczna (np. produktywność pierwotna lub wtórna), liczebność gatunku, biomasa,

różnorodność lub miara składu zbiorowiska; • współczynniki reprodukcji; • dni wykorzystania siedliska (np. jeżeli w wyniku zdarzenia zmniejszyła się dostępność siedliska, tak że może je

zajmować mniejsza liczba organizmów);

78

• miara procesów ekologicznych, taka jak stopień mineralizacji węgla, eksportu składników pokarmowych lub dekompozycji;

• kategorie strat sklasyfikowane w oparciu o stopień przekroczenia progów toksykologicznych (takie podejście mogłoby np. polegać na zebraniu danych dotyczących zależności dawka – odpowiedź na podstawie literatury naukowej lub badań dotyczących konkretnej lokalizacji oraz szacunkowym obliczeniu szkody jako funkcji wzrostu stężenia substancji zanieczyszczających w glebie, osadach, wodach powierzchniowych lub tkankach biologicznych);

• pieniądze, które można uznać za miernik służący mierzeniu szkody i środków zaradczych w przypadku analizy równoważności wartości.

Szkody dotyczące pojedynczych zasobów naturalnych mogą spowodować ograniczenie usług na poziomie ekosystemu. Przeprowadzający analizę powinni przy wyborze mierników i ilościowym określaniu szkód wziąć pod uwagę te powiązane ze sobą straty w usługach ekosystemowych. Wielowymiarowe mierniki służące do pomiaru zapewnianych usług to m.in. opublikowane lub ogólnie przyjęte wskaźniki stanu zdrowotnego środowiska, a także wskaźniki opracowane w odniesieniu do konkretnych zdarzeń i zastosowań służących analizie równoważności siedlisk. Ott (1978) w przydatny sposób opisuje zastosowanie i potencjalne nieprawidłowe zastosowanie wskaźników wielocechowych20. Do zagregowania wielu cech związanych z zapewnieniem ochrony termicznej i schronienia, dostępnością pokarmu, wymogami reprodukcyjnymi oraz zdolnością siedliska fizycznego do utrzymywania charakterystycznych zbiorowisk funkcjonalnych i strukturalnych istotnych dla danego gatunku bądź zbiorowiska powszechnie stosuje się wskaźniki przydatności siedlisk. Niekiedy konieczne jest określenie kilku możliwych mierników, ponieważ jeden lub więcej z nich może okazać się nieodpowiednich, by w analizie równoważności zastosować go zarówno po stronie debetowej, jak i kredytowej (należy pamiętać, że po obu stronach równania miernik musi być ten sam). Ponadto czasem jeden miernik nie odzwierciedli wszystkich aspektów straty. Jeżeli stosowanych jest więcej mierników niż jeden, przeprowadzający analizę muszą starannie zbadać, czy straty szacowane przy użyciu poszczególnych mierników są niezależne od siebie czy też się sumują, a także czy mierniki po stronie straty albo po stronie korzyści nie nakładają się na siebie. Wybór miernika użytego do ilościowego określenia utraconych i zastąpionych usług wpływa na wynik analizy równoważności. Ponieważ wszystkie siedliska i zasoby naturalne zapewniają wiele różnorodnych usług ekosystemowych, pojedynczy miernik może nie uchwycić wszystkich potencjalnych utraconych usług. Dlatego wybór miernika jest jedną z najważniejszych kwestii, którą należy rozważyć, by odpowiednio określić skalę środków zaradczych. Aby zmniejszyć prawdopodobieństwo niezgodności na dalszych etapach analizy równoważności, właściwe organy i podmioty gospodarcze powinny od początku współpracować ze sobą w sprawie wyboru właściwych mierników, konsultując się przy tym ściśle ze specjalistami w dziedzinie biologii, ekologii, innych nauk o środowisku oraz ekonomii, zależnie od potrzeby. 20 Zastosowanie złożonego miernika nie musi wiązać się z przypisaniem wagi znaczeniu każdego ze składników (np. unikalności i równomierności). Jako że w analizie równoważności miernik powinien być ten sam po stronie debetowej i kredytowej, trzeba zwrócić szczególną uwagę na sytuację, kiedy miernik ten jest wskaźnikiem (tzn. wielkością bezwymiarową). Skutkiem realizowanych środków zaradczych powinien być bowiem nie tylko wzrost wskaźnika (miernika), ale także zachowanie pierwotnej, proporcjonalnej wagi poszczególnych jego składników (np. unikalności i równomierności). Ott, W.R., Environmental indices, theory and practice, Ann Arbor Science Publishers, 1978.

79

Praktyczne rady dotyczące wyboru mierników: • Jako wskaźnik jakości siedliska, które uległo szkodzie, należy wybrać gatunek wrażliwy. Chodzi o to, że jeżeli

zregeneruje się wrażliwy gatunek, gatunki mniej wrażliwe prawdopodobnie zregenerują się także. Przykład: wybrać pstrąga potokowego, a nie karpia, który jest bardziej odporny.

• Nie należy wybierać gatunków, na temat których nie dysponuje się wystarczającymi informacjami. Przykład: jeżeli dla danego gatunku znane są wprawdzie warunki początkowe, jednak nie wiadomo (i nie można sporządzić modelu), jak zareaguje on na środki zaradcze, wtedy nie jest możliwe oszacowanie korzyści, jakie te środki przyniosą.

• Jeżeli siedlisko utrzymuje kilka gatunków i szkodzie ulegnie samo siedlisko, skuteczniejsze może okazać się zastosowanie jako miernika siedliska, a nie gatunku.

• Do analizy prostych przypadków można zastosować pojedynczy miernik. Przypadki bardziej złożone mogą wymagać przyjęcia kilku mierników.

Ramka 4.4. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: ilościowe określenie szkody

Szkody określono ilościowo, stosując następujące mierniki: W celu ilościowego określenia szkód w zasobach wodnych właściwy organ postanowił przyjąć liczebność pstrąga potokowego jako kluczowy miernik do zastosowania w przyszłości w analizie równoważności zasobów. Na podstawie próbek pobranych w stanowiskach referencyjnych oraz w rzece X w dół jej biegu stwierdzono, że początkowe zagęszczenie populacji pstrąga potokowego wynosiło 10 osobników na 100 m2. W górnych 10 km rzeki pstrąg potokowy całkowicie wyginął w roku 1. Założono, że regeneracja do warunków początkowych potrwa 10 lat. Całkowita powierzchnia dotkniętego szkodą obszaru w górę biegu rzeki wynosiła 10 km x średnia szerokość 10 m = 100 000 m2. Na odcinku 10 km poniżej terenu podmokłego średnie zagęszczenie populacji pstrąga potokowego wynosiło 5 osobników na 100 m2, a okres regeneracji oszacowano na 5 lat. Całkowita powierzchnia dotkniętego szkodą obszaru w dół biegu rzeki wynosiła 10 km x średnia szerokość 20 m = 200 000 m2. Właściwy organ zdecydował, że do ilościowego określenia szkód dla siedliska podmokłego właściwą metodą będzie analiza równoważności siedlisk, a jako miernik ilościowy szkody przyjęte zostanie ograniczenie usług siedliska podmokłego w dolinie. Biorąc pod uwagę stopień uszkodzenia terenu podmokłego, założono całkowitą utratę usług na całych 10 ha terenu podmokłego oraz prognozowany czas regeneracji co najmniej 50 lat. Jednak ze względu na obawy dotyczące potencjalnego uruchomienia zanieczyszczonych osadów i przyszłych skutków dla zasobów w dół biegu rzeki przyjęto plan działań zaradczych obejmujący całkowite wykopanie terenu podmokłego, a następnie przywrócenie poziomu i ponowne obsadzenie roślinnością. Środki zaradcze zaplanowano na okres 5 lat po wycieku, ich ukończenie miałoby zająć 1 rok. Prognozowana regeneracja ponownie obsadzonego terenu podmokłego miałaby trwać 10 lat. Ponownie obsadzone siedlisko nie osiągnęłoby jednak pełnej różnorodności gatunkowej początkowego terenu podmokłego, nawet po 50 latach dalszej regeneracji. 4.7.2 Ustalenie warunków początkowych Warunki początkowe to takie warunki zasobów lub siedliska w okresie występowania szkody wyrządzonej zasobom naturalnym i ich usługom, które by zaistniały, gdyby dane zdarzenie nie wystąpiło. Warunki początkowe można

80

określić ilościowo w oparciu o: dane dotyczące stanowiska, które uległo szkodzie, z okresu przed wystąpieniem zdarzenia; dane dotyczące podobnych stanowisk, na które zdarzenie nie miało wpływu (stanowisk referencyjnych); modele. 4.7.2.1 Wykorzystanie danych „przed” i „po” W niektórych przypadkach warunki początkowe można odpowiednio udokumentować w oparciu o dostępne dane sprzed zdarzenia. Dla zdarzeń ex ante (jak w kontekście dyrektywy siedliskowej, dyrektywy ptasiej i dyrektywy OOŚ) charakterystyka warunków początkowych powinna zawsze poprzedzać wszelką zmianę lub zaburzenie. Dla zdarzeń ex post (jak w kontekście dyrektywy ELD, nawet w przypadkach bezpośredniego zagrożenia) warunki początkowe można niekiedy odtworzyć, wykorzystując bazy danych geologicznych, geochemicznych, biologicznych i innych dotyczących konkretnego stanowiska, które mogły zostać zgromadzone do innych celów i zastosowań. Charakterystyka warunków początkowych może zawierać: opis warunków chemicznych, biologicznych i fizycznych danego stanowiska przed wystąpieniem zdarzenia; charakterystykę społeczną i ekonomiczną stanowiska; w stosownych przypadkach także opis roli stanowiska w szerszym kontekście – ekosystemowym lub gospodarczym. 4.7.2.2 Wykorzystanie stanowisk referencyjnych Jeżeli informacje dotyczące warunków początkowych z okresu przed zdarzeniem na stanowisku, na którym wystąpiła szkoda, są niewystarczające, do opisu warunków początkowych można wykorzystać dane ze stanowisk referencyjnych. Wybierając lokalizację stanowisk referencyjnych, trzeba wziąć pod uwagę czynniki, które mogą mieć wpływ na jakość i ilość zasobów naturalnych lub usług w danym miejscu. Charakterystyka może obejmować: • ekoregion; • miejsce; • klimat; • topografię; • sposoby użytkowania terenu; • gęstość zaludnienia; • wielkość cieku, wysokość, kierunek, użytkowanie terenów nadbrzeżnych; • układ zatoki lub estuarium, dane batymetryczne, prądy, siedliska okalające, użytkowanie terenów nadbrzeżnych; • budowę geologiczną, dane geochemiczne, hydrologiczne, typy gleb, a także inne czynniki, które mają wpływ lub

decydujący wpływ na liczebność lub różnorodność organizmów, siedlisk czy zbiorowisk biologicznych; • istotne czynniki demograficzne (np. liczba ludności, oddalenie od skupisk ludności, dostępność, niedobory,

zarządzanie zasobami, znaczenie regionalne itp.) w przypadku ustalania początkowych użytkowych i nieużytkowych wartości dla człowieka do celów analizy równoważności wartości.

Przy wyborze stanowisk referencyjnych dla potrzeb oceny szkód w różnorodności biologicznej istotne jest wybranie takich stanowisk, które utrzymują te same typy siedlisk chronionych w Europie, a w niektórych przypadkach konkretne typy roślinności w ramach takich siedlisk. Stanowiska te można wskazać, korzystając z klasyfikacji siedlisk EUNIS (europejski system informacji o przyrodzie) lub innej krajowej klasyfikacji roślinności. Stanowiska referencyjne muszą leżeć w tym samym regionie biogeograficznym co stanowisko, które uległo szkodzie, oraz jak najbliżej tego stanowiska.

81

Stanowisko referencyjne należy wybrać tak, by w największym możliwym w praktyce stopniu odpowiadało stanowisku, które uległo szkodzie. W niektórych przypadkach można wykorzystać kilka stanowisk referencyjnych, a warunki referencyjne opisać jako dopuszczalny lub typowy przedział. 4.7.2.3 Wykorzystanie modeli Jeżeli nie ma stanowisk referencyjnych lub są one nieadekwatne lub niewystarczające bądź jeżeli warunki początkowe, które trzeba opisać, to stan organizmu, wtedy najwłaściwszą metodą określenia warunków początkowych może okazać się modelowanie. Modele mogą być proste i opisowe lub składać się ze skomplikowanych kodów numerycznych. Niezależnie od stopnia szczegółowości lub skomplikowania, zastosowany model powinien być poparty wiarygodnym uzasadnieniem naukowym. Wykorzystanie istniejących, zatwierdzonych modeli może usprawnić analizę warunków początkowych; niektóre agencje regularnie stosują modele przy ocenie warunków środowiskowych. 4.7.2.4 Źródła informacji W tabeli 4.1a podano niektóre źródła informacji, które mogą być pomocne w zestawianiu danych dotyczących warunków początkowych. W tabeli 4.1b przedstawiono niektóre źródła danych z Irlandii (udostępnione przez Dawn Slewin z Environmental Liability Services Ltd (20 września 2012 r.) podczas konsultacji związanych z niniejszym podręcznikiem). Wykaz nie jest wyczerpujący. Wszystkie dane zawarte w podanych źródłach objęte są prawem autorskim, dlatego przed ich ewentualnym wykorzystaniem należy skontaktować się z właścicielem danych w celu ustalenia warunków dozwolonego użytku. Tabela 4.1a. Źródła informacji, które mogą być pomocne w ocenie warunków początkowych Chronione siedliska i gatunki Europejski system informacji o przyrodzie: http://eunis.eea.europa.eu/

Sprawozdania krajowe dotyczące sieci Natura 2000 Duński portal internetowy na temat przyrody i ochrony środowiska: www.vandognatur.dk Francuska baza danych sieci Natura 2000: http://www.developpement-durable.gouv.fr/-Natura-2000,2414-.html Francuski Narodowa Lista Dziedzictwa Przyrodniczego (INPN) zawierająca dane na temat siedlisk i gatunków http://inpn.mnhn.fr/accueil/index?lg=en.

Woda Europejski system informacji wodnej (WISE): http://water.europa.eu/ Szczegółowe podsumowania i wytyczne opracowane w ramach wspólnej strategii wdrażania ramowej dyrektywy wodnej (nie są one prawnie wiążące, stanowią jednak przynajmniej ogólną wskazówkę co do tego, jak zdaniem szerokiego gremium ekspertów powinna wyglądać optymalna sytuacja w pewnych dziedzinach): http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/facts_figures/guidance_docs_en.htm Sprawozdania z realizacji: http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/implrep2007/index_en.htm

http://eunis.eea.europa.eu/

http://www.vandognatur.dk/

http://www.developpement-durable.gouv.fr/-Natura-2000,2414-.html

http://inpn.mnhn.fr/accueil/index?lg=en

http://water.europa.eu/

http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/facts_figures/guidance_docs_en.htm

http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/facts_figures/guidance_docs_en.htm

http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/implrep2007/index_en.htm

http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/implrep2007/index_en.htm

82

Platforma wymiany informacji (narzędzie CIRCA – administrator centrum zasobów komunikacyjno-informacyjnych): http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/iep/index_en.htm Linki do stron internetowych właściwych organów w państwach członkowskich oraz międzynarodowych organów zarządzających dorzeczami (szczegółowe informacje można znaleźć na tych stronach): http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/links/index_en.htm Baza danych Francuskiej Służby Geologicznej (BRGM) dotycząca wód podziemnych: http://www.brgm.fr/brgm/ref_fr_site.htm Baza danych francuskich agencji wodnych dotycząca ramowej dyrektywy wodnej: http://www.lesagencesdeleau.fr/v2/pages/?lang=en Francuska krajowa służba zarządzania danymi i repozytoriami dotyczącymi wody (SANDRE) udostępnia kilka baz danych, takich jak kartograficzne przedstawienie systemów wodnych we Francji: http://www.sandre.eaufrance.fr/?lang=en Portal Eaufrance, punkt dostępu do francuskiego systemu informacji o wodzie (SIE): http://www.eaufrance.fr/

Dane i mapy na wszystkie tematy związane ze środowiskiem (z wyszukiwarką)

http://www.eea.europa.eu/data-and-maps

Informacja przestrzenna odnosząca się przekrojowo do wszystkich zasobów

Infrastruktura informacji przestrzennej we Wspólnocie Europejskiej (INSPIRE): http://inspire.jrc.ec.europa.eu/ Globalny monitoring środowiska i bezpieczeństwa (GMES): http://www.gmes.info/ Globalna Sieć Systemów Obserwacji Ziemi (GEOSS): http://www.earthobservations.org/geoss.shtml Europejska Sieć Informacji i Obserwacji Środowiska (EIONET): http://www.eionet.europa.eu/ Wspólny system informacji o środowisku (SEIS): http://ec.europa.eu/environment/seis/ (dostępny na tej stronie internetowej komunikat Komisji Europejskiej w sprawie SEIS wymienia szereg innych źródeł informacji związanych z konkretnymi projektami w państwach członkowskich i w ramach badawczych programów ramowych KE)

http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/iep/index_en.htm

http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/iep/index_en.htm

http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/links/index_en.htm

http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/links/index_en.htm

http://www.brgm.fr/brgm/ref_fr_site.htm

http://www.lesagencesdeleau.fr/v2/pages/?lang=en

http://www.sandre.eaufrance.fr/?lang=en

http://www.eaufrance.fr/

http://www.eea.europa.eu/data-and-maps

http://inspire.jrc.ec.europa.eu/

http://www.gmes.info/

http://www.earthobservations.org/geoss.shtml

http://www.eionet.europa.eu/

http://ec.europa.eu/environment/seis/

83

Tabela 4.1b. Niektóre źródła informacji z Republiki Irlandii, które mogą być pomocne w ocenie warunków początkowych Dane na temat Portal Geologia skał litych Hydrogeologia Geotechnika Zbiory danych dotyczące morza i mapowanie dna morskiego Minerały Osady luźne Geotechnika Geoturystyka

http://www.gsi.ie/mapping

Uwalnianie i transfer zanieczyszczeń http://prtr.epa.ie/ Dane hydrometryczne http://hydronet.epa.ie/hydronet.html Gleby Zezwolenia i wykonanie przepisów Stan infrastruktury oczyszczania ścieków komunalnych Poziom ryzyka zgodnie z RDW / status / wykaz obszarów chronionych zgodnie z RDW Jakość powietrza

http://gis.epa.ie/Envision/

Zbiory danych dotyczących siedlisk i gatunków Różnorodność biologiczna Gatunki inwazyjne Gatunki chronione Gatunki zagrożone Mapy specjalnych obszarów ochrony na obszarach morskich

http://www.npws.ie/mapsanddata/

Mapy zagrożenia powodziowego http://www.floodmaps.ie/ Ramka 4.5 przedstawia dostarczone przez Hiszpanię informacje na temat tego, jak zastosowano różne metody oceny warunków początkowych w przypadku testowym. Ramka 4.5. Analiza przypadku z Hiszpanii pokazująca sposoby ustalania warunków początkowych Hiszpania przeprowadziła projekt pilotażowy mający na celu pokazanie, jak stosować metody oceny szkód w środowisku określone w ustawie o odpowiedzialności za środowisko nr 23/2007 z 23 października. Zadanie takie obejmuje m.in. ustalenie, w ramach procesu oceny, warunków początkowych. Zdarzenie: wyciek ropy, w wyniku którego ucierpiał teren plaży (ropa pokryła piasek i skały). Wypadek ten miał miejsce i jego skutki zostały naprawione przed wejściem w życie ustawy o odpowiedzialności za środowisko. Był on jednak później stosowany jako przykład obrazujący sposób, w jaki powinno się było ocenić szkodę i zaradzić jej zgodnie z nowymi przepisami o odpowiedzialności za środowisko. W tym praktycznym przykładzie wskazano pewne zadania, które można było poprzednio wykonać w celu ustalenia warunków początkowych:

http://www.gsi.ie/mapping

http://prtr.epa.ie/

http://hydronet.epa.ie/hydronet.html

http://gis.epa.ie/Envision/

http://www.npws.ie/mapsanddata/

http://www.floodmaps.ie/

84

1. Analiza sprawozdań na temat stanu ochrony plaż przed wystąpieniem szkody – dotyczących zarówno plaży, która uległa szkodzie, jak i otaczających plaż. Wiadome było, że wybrzeże na badanym obszarze było zdegradowane już przed wyciekiem. Na plaży zalegało mnóstwo śmieci, aczkolwiek zawartość węglowodorów aromatycznych była niska. Śmieci nagromadziły się w wyniku naniesienia przez prądy morskie odpadów zrzucanych w porcie położonym na północ od plaży, która uległa szkodzie. Z drugiej strony wiadomo było także, że w skalistej części plaży znajdowało się nieco zestalonej ropy naftowej oraz pozostały pojedyncze plamy po wcześniejszych wypadkach.

2. Badania doświadczalne próbek piasku pobranych z badanej plaży oraz z plaży do niej przylegającej w celu

stwierdzenia obecności lotnych składników ropy na powierzchni plaży bezpośrednio przed wystąpieniem szkody. Na początku stwierdzono, że plaża bezpośrednio sąsiadująca z plażą, która uległa szkodzie, jest najbardziej odpowiednia do ustalenia warunków początkowych, ponieważ jej charakterystyka ze względu na obecność śmieci i zestalonej ropy okazała się taka sama. Zdecydowano, że porównanie obu plaż, tak by można było ustalić warunki początkowe plaży, która uległa szkodzie, zostanie przeprowadzone w następujący sposób:

Z każdej plaży zostanie pobrane sześć próbek. Próbki zostaną pobrane z warstwy powierzchniowej, na

głębokości od 0,15 do 0,40 m, a następnie umieszczone w hermetycznych pojemnikach, aby zapobiec zmianie ich właściwości fizykochemicznych.

Próbki zostaną przewiezione do laboratorium do dalszej obróbki i homogenizacji. Będzie ona polegała na wymieszaniu sześciu równych części z każdej próbki pobranej z jednej plaży, w wyniku czego otrzyma się dwie próbki końcowe – po jednej z każdej plaży.

Obie próbki zostaną poddane analizie metodą spektrofotometrii w podczerwieni (FTIR.PE-F/0005) w celu stwierdzenia całkowitej zawartości węglowodorów ropopochodnych (total petroleum hydrocarbon – TPH).

Wartość TPH otrzymana dla plaży sąsiedniej będzie stanowiła warunki początkowe – czyli warunki, jakie należy osiągnąć w wyniku środków zaradczych.

Warto nadmienić, że po zaradzeniu szkodzie przeprowadzono na obydwu plażach te same badania, w celu sprawdzenia, czy podjęte środki zaradcze przyniosły pożądany skutek. Chociaż wyniki analizy wskazywały na to, że zawartość TPH była wyższa na plaży, która uległa szkodzie, niż na plaży sąsiedniej (0,06 g/kg wobec 0,02 g/kg), jednak obie wartości nie przekraczały 0,10 g/kg suchej próbki – wykazano zatem, że piasek nie był już zanieczyszczony.

4.8 Obliczanie strat przejściowych i całkowitego debetu Obliczenie strat przejściowych polega na oszacowaniu stopnia utraty zasobów naturalnych lub usług w każdym roku od momentu, kiedy szkoda wystąpiła po raz pierwszy do momentu przywrócenia zasobów i usług do warunków początkowych (poprzez podstawowe środki zaradcze lub poprzez naturalną regenerację). Stopień utraty zasobów lub usług dla każdego roku na obszarze, który uległ szkodzie, sumuje się (po zdyskontowaniu), by otrzymać całkowity debet (w wartościach bieżących). W przypadkach gdy zasoby lub usługi, które uległy szkodzie, nie powrócą do warunków początkowych, straty przejściowe agreguje się w nieskończoność. W wielu przypadkach do ustalenia równoważności wystarczy kwantyfikacja szkód w kategoriach cząstkowej straty w stosunku do docelowej wartości po środkach zaradczych, bez wyraźnego ilościowego określenia warunków

85

początkowych. Przykładowo, jeżeli określony teren podmokły ulegnie szkodzie wskutek jakiegoś zdarzenia, wystarczające może okazać się opisanie charakteru i stopnia szkody na tym terenie i przeprowadzenie środków zaradczych na podobnym terenie podmokłym. Taką analizę można przeprowadzić bez konieczności konkretnego ilościowego określenia usług początkowych (takich jak różnorodność czy liczebność fauny), o ile można założyć, że siedlisko na terenie podmokłym objętym środkami zaradczymi zasadniczo zapewni ten sam rodzaj i poziom usług jak siedlisko na terenie podmokłym, który uległ szkodzie. 4.8.1 Obliczanie całkowitego debetu Obliczenie całkowitego debetu jest proste i przebiega według wzoru pokazanego poniżej. Każdą zmienną omówiono szczegółowo w dalszej części rozdziału. W rozdziale 4.9 podano przykłady.

Całkowity debet = szkoda spowodowana przez pierwotne zdarzenie

+ szkoda dodatkowa spowodowana przez podstawowe środki zaradcze

- korzyści z podstawowych środków zaradczych

Wartość bieżąca całkowitego debetu = zdyskontowany całkowity debet 4.8.2 Uwzględnienie korzyści z podstawowych środków zaradczych Jeżeli są lub będą wdrażane środki zaradcze, w kalkulacji debetu należy uwzględnić wynikające z nich korzyści (korzyści w zakresie usług). W tym celu trzeba ustalić skalę poprawy zasobów lub usług oraz tempo tej poprawy. W celu ilościowego określenia korzyści z podstawowych środków zaradczych można wziąć pod uwagę następujące czynniki: • porównanie z podobnymi podstawowymi środkami zaradczymi podejmowanymi w innym miejscu; • modele poprawy stanu środowiska; • sukcesję ekologiczną i czas potrzebny na regenerację ekosystemu po zaburzeniu; • czas regeneracji biologicznej; • czas regeneracji fizycznej, chemicznej lub hydrologicznej. Przykładowo, jeżeli podstawowe środki zaradcze polegają na usunięciu zanieczyszczeń oraz działaniach mających na celu przywrócenie stanu środowiska fizycznego, wtedy czas potrzebny na przywrócenie naturalnego funkcjonowania systemu można oszacować w oparciu o: • tempo wzrostu lub modele sukcesji ekologicznej; • zaczerpnięte z literatury naukowej informacje na temat czasu potrzebnego na przywrócenie obiegu składników

pokarmowych, pozostającej w stanie równowagi struktury biomasy lub siedliska podobnej do warunków początkowych, oczekiwanej struktury zbiorowiska biotycznego lub zagęszczenia populacji;

• informacje na temat losu środowiskowego, degradacji, rozcieńczenia, wiązania i pogrzebania bądź innych dróg eliminacji chemicznych substancji zanieczyszczających i detoksykacji, które należy wziąć pod uwagę przy ocenie korzyści z podstawowych środków zaradczych w przypadku wycieków i uwolnień; w przypadku wprowadzenia

86

lub uwolnienia gatunków nierodzimych lub patogenów należy uwzględnić informacje na temat skuteczności zwalczania czynników biologicznych.

4.8.3 Ustalenie tempa regeneracji To, jak przebiega w czasie regeneracja następująca po podjęciu podstawowych środków zaradczych, może wyrażać się funkcją liniową (np. stałe tempo regeneracji po ukończeniu środków zaradczych, gdzie każdego roku występuje monotoniczny wzrost zapewnianych usług w kierunku warunków początkowych lub oczekiwanego stanu końcowego) albo funkcją nieliniową, o ile dostępne są dane pozwalające opisać przebieg takiej krzywej. W przypadku niektórych ekosystemów początkowa regeneracja od stanu całkowitego zniszczenia do przywrócenia minimalnego poziomu funkcjonowania systemu może nastąpić szybko. Całkowita regeneracja funkcji może jednak trwać wiele lat, nawet jeżeli wizualnie siedlisko wykazuje podobieństwo do warunków początkowych. Taki przebieg można opisać jako przedziałami liniowy, gdzie w pierwszym przedziale prosta obrazująca regenerację wznosi się stromo, podczas gdy w następnych latach jej współczynnik kierunkowy stopniowo maleje. Jeżeli są dostępne dane pozwalające opisać bardziej skomplikowany przebieg, model taki można łatwo włączyć do analizy równoważności. 4.8.4 Uwzględnienie szkód dodatkowych Jeżeli podjęte działania ratownicze lub podstawowe środki zaradcze spowodują dodatkowe szkody oprócz szkód spowodowanych przez zdarzenie, należy ten fakt także uwzględnić w obliczaniu szkody. Niekiedy takie szkody dodatkowe są nieuniknione lub konieczne, by zapobiec rozprzestrzenianiu się skutków zdarzenia lub ograniczyć ich wagę. Na przykład reakcja na wyciek ropy może wymagać wwiezienia ciężkiego sprzętu na obszar wrażliwy ekologicznie, w wyniku czego wystąpią uboczne szkody, dodatkowe do szkód spowodowanych przez pierwotne zdarzenie. 4.8.5 Obliczanie debetu z uwzględnieniem zmienności w czasie – dyskontowanie Debety i kredyty, które pojawiają się w przeszłości lub przyszłości, nie mają tej samej wartości jak te pojawiające się w chwili obecnej. Różnica ta ma dwie przyczyny. Pierwszą z nich jest indywidualna preferencja czasowa oznaczająca, że w zasadzie ludzie wolą mieć dane dobro teraz (dzisiaj) niż z tym poczekać. Konsekwencją tej niecierpliwości jest to, że potrzebujemy rekompensaty za odłożenie w czasie konsumpcji rzeczy pożądanych (np. dóbr konsumenckich, zasobów środowiska itd.). Drugą przyczyną tej różnicy jest koszt kapitału – zasoby (pieniężne lub inne) dostępne dziś można wykorzystać (zainwestować lub przetworzyć), aby wygenerować przyszłe korzyści, które zostałyby utracone, gdyby zasoby były dostępne dopiero w roku następnym (w latach następnych). Dlatego też potrzebna jest procedura pozwalająca na równych zasadach porównać debety i kredyty, które pojawiają się w różnym czasie. W procedurze tej wykorzystuje się mnożnik wartości bieżącej, który opiera się na określonej stopie (r) w celu sprowadzenia przyszłych lub przeszłych wartości do wartości bieżących: (1 + r)(rok – rok referencyjny) Gdy sprowadzamy wartości przyszłe do poziomu wartości bieżących, stosowana stopa nazywana jest stopą dyskontową, a proces ten dyskontowaniem:

1/(1 + r) (rok – rok referencyjny)

87

Innymi słowy, gdy dany rok wyraża się wartością wyższą niż rok referencyjny (tzn. jest późniejszy, w przyszłości), wykładnik mnożnika wartości bieżącej ma wartość ujemną i mnożnik wartości bieżącej staje się współczynnikiem dyskontowania. Wyboru stopy dyskontowej (lub składanej) dokonuje się na podstawie literatury teoretycznej, a w niektórych państwach członkowskich istnieją stopy oficjalne (np. w Zjednoczonym Królestwie stopa początkowa wynosi 3,5% i maleje do 0% na przestrzeni 300 lat; w projektach Komisji Europejskiej zazwyczaj stosuje się stopę 4%).

4.9 Przykłady obliczania debetu W przykładzie posłużono się analizą równoważności siedlisk (HEA) do oszacowania szkody (debetu) spowodowanej przez hipotetyczne zdarzenie. Założono, że utracone usługi zregenerują się w sposób naturalny (bez konieczności wdrożenia podstawowych środków zaradczych). W związku z tym nie trzeba uwzględniać korzyści z podstawowych środków zaradczych ani szkód dodatkowych. 4.9.1 Analiza równoważności Rozważamy proste zdarzenie, które spowodowało szkodę, i przyjmujemy hipotetyczne założenia. W tym przypadku możemy zastosować podejście zakładające równoważność usług. W naszej prostej analizie równoważności siedlisk zakładamy, że szkodzie uległo 100 ha terenu, co spowodowało utratę usług siedliskowych. Przyjęte hipotetyczne założenia są następujące: • Rok rozpoczęcia. Zakładamy, że straty rozpoczęły się w 2012 r. • Rok zakończenia. Zakładamy, że straty utrzymują się do roku 2021, w którym usługi siedliskowe zapewniane na

przyjętym obszarze 100 ha powrócą do poziomu początkowego (sprzed zdarzenia). • Rok referencyjny. W celu zdyskontowania wybieramy rok 2012 jako rok referencyjny (czyli rok, w którym mierzy

się wartości). • Zasięg przestrzenny. Zakładamy, że straty występują na całym obszarze 100 ha i są rozłożone równomiernie. • Stopień straty. Zakładamy utratę usług w wysokości 50%, na podstawie spadku wartości miernika przyjętego do

ilościowego określenia szkody, czyli liczby gatunków występujących na terenie stanowiska. W tym prostym przykładzie zakładamy, że liczba gatunków na terenie stanowiska jest wskaźnikiem zastępczym poziomu usług siedliskowych. Ponadto zakładamy, że strata utrzyma się na poziomie 50% przez pierwsze pięć lat (do 2016 r.), a przez cztery następne lata będzie co roku mniejsza, po czym procentowa wartość utraty usług dojdzie do zera i system będzie zregenerowany.

• Mnożnik wartości bieżącej. Aby odzwierciedlić społeczną preferencję czasową, wybieramy stopę dyskontową na poziomie 3%, co mieści się w przedziale 0–3,5% przyjętym dla „społecznej stopy dyskontowej” w literaturze akademickiej oraz w wytycznych rządu brytyjskiego. Państwa członkowskie mogą mieć swoje własne oficjalne stopy dyskontowe, które należy w odpowiednich przypadkach stosować w analizie równoważności. Jeżeli nie ma oficjalnej stopy dyskontowej, do analizy wrażliwości można przyjąć przedział 0–3,5%.

• Miernik. Usługohektarolata – usługi zapewniane przez hektar danego siedliska w ciągu każdego roku w idealnych warunkach.

Tabela 4.2 pokazuje obliczenia. W kolumnie (a) podano zasięg przestrzenny (tzn. powierzchnię obszaru dotkniętego oddziaływaniem szkody); w kolumnie (b) przedstawiono stopień utraty usług wyrażony wartością procentową;

88

kolumna (c) zawiera mnożnik wartości bieżącej, który oparto na stopie dyskontowej 3%. Roczny debet oblicza się, mnożąc wartości z tych trzech kolumn dla danego roku. Ich zsumowanie daje całkowity debet w okresie, gdy występuje szkoda w usługach. Całkowity debet z analizy równoważności siedlisk wyraża się w zdyskontowanych usługohektarolatach (DSHaYs). W dalszej części tekstu, w rozdziale 6, wykorzystamy otrzymany w tym przykładzie całkowity debet 319,5 DSHaYs do zademonstrowania, jak w tym prostym przykładzie określić skalę środków zaradczych dla zrównoważenia strat. Tabela 4.2. Przykład obliczenia debetu przy zastosowaniu miernika niepieniężnego

Rok Zasięg przestrzenny (ha) (a)

Strata (%) (b)

Współczynnik wartości bieżąceja

(c)

Debetb

(DSHaYs) (d = a × b × c)

2012 (rok referencyjny)

100 50 1 50,00

2013 100 50 0,97 48,50 2014 100 50 0,94 47,00 2015 100 50 0,92 45,76 2016 100 50 0,89 44,42 2017 100 40 0,86 34,50 2018 100 30 0,84 25,12 2019 100 20 0,81 16,26 2020 100 10 0,79 7,89 2021 100 0 0,77 0,00 2022 100 0 0,74 0,00

Całkowity debet w zdyskontowanych usługohektarolatach (DSHaYs) 319,5 a. Współczynnik wartości bieżącej = 1 / (1+ stopa dyskontowa)(rok – rok referencyjny). W tym przykładzie stopa dyskontowa wynosi

3%, a rokiem referencyjnym jest rok 2012. b. Debet obliczono, mnożąc zasięg przestrzenny przez utratę usług, a następnie przez współczynnik wartości bieżącej. 4.9.2 Analiza równoważności wartości Obliczanie całkowitego debetu jest identyczne w przypadku analizy równoważności wartości i w przypadku analizy równoważności wartości i kosztów – jedyna różnica między tymi analizami polega na określeniu skali środków zaradczych (jest to omówione w rozdziale 6). W tej prostej analizie równoważności wartości zakładamy, że rzeka stanowiąca popularny obszar połowów rekreacyjnych została zanieczyszczona przez uwolnienie substancji chemicznych, co doprowadziło do całkowitej utraty niektórych wypraw połowowych i do częściowej utraty innych wypraw połowowych w okresie trzech lat. Poniżej przedstawiono konkretne założenia dla naszego przykładu wykorzystujące dane opisane powyżej. • Rok rozpoczęcia. Zakładamy, że straty wystąpiły po raz pierwszy w 2012 r. • Rok zakończenia. Zakładamy, że straty ustąpią w 2014 r., tzn. w 2014 r. nastąpi regeneracja do warunków

początkowych. • Rok referencyjny. Za rok referencyjny przyjmujemy 2012 r., co oznacza, że w 2012 r. mnożnik wartości bieżącej = 1. • Mnożnik wartości bieżącej. Aby odzwierciedlić społeczną preferencję czasową, wybieramy stopę dyskontową 3%

(jak przy obliczaniu debetu powyżej).

89

• Miernik: o Liczba utraconych wypraw połowowych. Szacujemy, że z powodu zanieczyszczenia rzeki utraconych zostanie

600 rekreacyjnych wypraw połowowych (tzn. nie dojdą one do skutku) w okresie 3 lat. 200 wędkarzy, którzy w ciągu tych trzech lat przyjeżdżaliby łowić ryby w tej rzece, nie wybierze się na ryby w ogóle, co będzie się dla nich wiązało z ubytkiem dobrostanu. W tym prostym przykładzie zakładamy, że osoby te zostaną w domu. Bardziej skomplikowany przypadek może polegać na tym, że wędkarze pojadą w inne, mniej preferowane miejsce, a zatem trzeba będzie uwzględnić związane z tym koszty (straty).

o Wartość użytkowa każdej utraconej wyprawy połowowej. Zakładamy, że wartość jednostkowa każdej utraconej wyprawy to 25 EUR.

o Liczba wypraw połowowych o obniżonej jakości. Zakłada się (na podstawie konsultacji z zainteresowanymi stronami oraz wcześniejszych badań), że około 100 wypraw połowowych nad tę konkretną rzekę wprawdzie się odbędzie, jednak w odczuciu uczestników ich jakość będzie niższa (niższa będzie zatem także ich wartość, jak przedstawiono poniżej).

o Wartość użytkowa każdej wyprawy połowowej o obniżonej jakości. Zakładamy, że wartość jednostkowa każdej wyprawy o obniżonej jakości to 15 EUR.

Tabela 4.3 pokazuje obliczenia. W górnej połowie tabeli obliczono utratę usług związaną z wyprawami połowowymi, które nie doszły do skutku (14 567 EUR), w dolnej połowie natomiast utratę usług wynikającą ze zmniejszonej jakości tych wypraw połowowych, które jednak się odbyły (4370 EUR). Suma obu tych strat to całkowita strata, jakiej doznano w dobrostanie, tzn. utrata wartości użytkowej dla człowieka związana z wyciekiem (18 937 EUR). Roczny debet oblicza się, mnożąc wartości z tych trzech kolumn (a, b i c) dla danego roku. Ich zsumowanie daje całkowity debet w okresie, gdy występowały szkody w usługach o wartości użytkowej dla człowieka. Należy zauważyć, że straty, które wystąpią w przyszłości, mają mniejszą wartość w wartościach bieżących, co wynika ze współczynnika wartości bieżącej (kolumna c). Całkowity debet w odniesieniu do tej szkody wyrażono jako zdyskontowaną utratę wartości (discounted loss value, DLV) i określono ilościowo za pomocą miernika pieniężnego na 18 938 EUR. W dalszej części tekstu, w rozdziale 6, wykorzystamy otrzymany w tym przykładzie całkowity debet 18 938 EUR do zademonstrowania, jak w tym prostym przykładzie określić skalę środków zaradczych dla zrównoważenia strat. Tabela 4.3. Przykład obliczenia debetu przy zastosowaniu miernika pieniężnego

Rok Liczba utraconych wypraw

połowowych

Wartość utraconej wyprawy połowowej (EUR)

Współczynnik wartości bieżącej1

Debet (DLV) (EUR)

(a) (b) (c) (d = a x b x c) 2012 200 25 1 5 000 2013 200 25 0,97 4 854 2014 200 25 0,94 4 713 2015 0 25 0,92 0 2016 0 25 0,89 0

Całkowita zdyskontowana wartość utraconych wypraw połowowych (EUR) 14 567

90

Rok Liczba wypraw

połowowych o obniżonej jakości

Wartość wyprawy połowowej

o obniżonej jakości (EUR)

Współczynnik wartości bieżącej1

Debet (DLV) (EUR)

(a) (b) (c) (d = a x b x c) 2012 100 15 1 1 500 2013 100 15 0,97 1 456 2014 100 15 0,94 1 414 2015 0 15 0,92 0 2016 0 15 0,89 0

Całkowita zdyskontowana wartość wypraw połowowych o obniżonej jakości (EUR) 4 370 Całkowita zdyskontowana wartość utraconych usług (DLV) (EUR) 18 937

1. Współczynnik wartości bieżącej jak w punkcie 4.8.4. W tym przykładzie stopa dyskontowa wynosi 3%, a jako rok referencyjny wybrano rok 2012.

2. Debet obliczono, mnożąc liczbę utraconych wypraw połowowych (lub liczbę wypraw połowowych o obniżonej wartości) przez wartość utraconych wypraw połowowych (lub wypraw połowowych o obniżonej wartości), a następnie przez współczynnik wartości bieżącej (a x b x c).

91

5. OCENA KORZYŚCI ZE ŚRODKÓW ZARADCZYCH Jest to trzeci etap oceny szkód i analizy równoważności zasobów (zob. rys. 3.1). W dyrektywie w sprawie odpowiedzialności za środowisko zdefiniowano trzy typy środków zaradczych: podstawowe, uzupełniające i kompensacyjne. Na tym etapie należy skoncentrować się na uzupełniających i kompensacyjnych środkach zaradczych. Celem ustalenia i ilościowego określenia korzyści ze środków zaradczych jest ilościowe określenie korzyści (kredytu) z utworzonych lub poprawionych zasobów (lub usług zasobów), które można by wykorzystać dla zrównoważenia określonych ilościowo szkód. Zgodnie z dyrektywą, ogólne podejście polega na ustaleniu wariantów środków zaradczych i na ilościowym określeniu korzyści (lub kredytu), które pojawiłyby się w efekcie wdrożenia tych środków. Należy przy tym zastosować ten sam miernik co przy ilościowym określeniu debetu. Korzyści ze środków zaradczych to korzyści ekologiczne, takie jak poprawa siedliska lub zwiększenie populacji określonego zasobu, określone ilościowo w kategoriach poprawy zasobu lub usług. W przypadku miernika pieniężnego korzyści można wyrazić w postaci zwiększonego wykorzystania zasobu przez człowieka (wartość użytkowa) bądź zwiększenia wartości, jaką osoby przypisują zasobowi lub usługom, niezależnie od tego, czy z nich korzystają, czy też nie (wartość nieużytkowa). Elementy kluczowe dla określenia właściwych środków zaradczych to m.in.: • Wskazanie i ocena potencjalnych wariantów środków zaradczych, które można by wykorzystać dla

zrównoważenia szkód. • Obliczenie korzyści (kredytu) każdego z wariantów środków zaradczych. Wymaga to przygotowania podobnego

zestawu informacji jak przy ilościowym określeniu szkód (debetu). Ilościowe określenie kredytu obejmuje: • Określenie stopnia poprawy w perspektywie czasowej w podobny sposób jak w przypadku określenia

stopnia szkód w zasobach lub usługach. • Wytyczenie krzywych regeneracji odzwierciedlających, według wybranego miernika, przewidywany czas

i stopień wydajności działań zaradczych. • Uwzględnienie kwestii niepewności: Na każdym etapie analizy równoważności podmioty przeprowadzające tę

analizę muszą brać pod uwagę potencjalne źródła niepewności. Szczególnych trudności może nastręczać ocena źródeł niepewności związanych z kalkulacją korzyści w zakresie usług (kredytu) płynących z poszczególnych wariantów środków zaradczych (stopień poprawy, krzywe regeneracji itp.) i dlatego kwestia niepewności jest dokładniej opisana w tym rozdziale.

5.1 Wskazanie i ocena wariantów uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych Planowanie uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych powinno obejmować wskazanie tych projektów, które przysłużą się uszkodzonym zasobom i usługom. Krok ten wymaga także określenia kompetencji, preferencji i celów właściwych organów i innych zainteresowanych podmiotów. Gdy zestaw projektów zostanie już wybrany, można przejść do ustalenia przewidywanych korzyści każdego z nich i określić je ilościowo według tego samego miernika, który zastosowano w analizie po stronie strat (debetu). Pomysły na projekty środków zaradczych mogą pochodzić z najróżniejszych źródeł – od osób zaangażowanych w działania i mających wiedzę w zakresie gospodarowania zasobami, z istniejących planów gospodarowania

92

zasobami, wskazujących pożądane bądź proponowane działania na rzecz poprawy warunków zasobu. Projekty środków zaradczych mogą być realizowane w miejscu powstania szkody, na pobliskich stanowiskach lub – jeśli istnieje rozsądne połączenie między zasobami, istnieją wątpliwości co do rozkładu skutków bądź występują odpowiednie czynniki administracyjne, prawne, techniczne lub biologiczne – w miejscu oddalonym geograficznie od uszkodzonego stanowiska. Po propozycje dotyczące wariantów środków zaradczych można się zwracać do agencji gospodarujących zasobami, naukowców zajmujących się badaniami w zakresie gospodarowania zasobami naturalnymi bądź w zakresie ich odtwarzania, a także do ogółu społeczeństwa. Organizacje pozarządowe, pojedynczy obywatele i inne zainteresowane podmioty, zatroskane o dobry stan środowiska, utrzymanie walorów ziemi i dziedzictwo zasobów naturalnych, często także mają trafne pomysły dotyczące projektów naprawy, odtwarzania, zakupu oraz poprawy siedlisk. Proces wskazywania i oceny wariantów środków zaradczych może obejmować następujące kroki: • zdefiniowanie kryteriów oceny wariantów środków zaradczych; • sporządzenie listy lub bazy danych możliwych wariantów środków zaradczych; • zastosowanie kryteriów oceny do określenia potencjalnych działań zaradczych; • zadbanie o dobór odpowiedniego miernika do porównania kredytu i debetu środków zaradczych; • oszacowanie kosztów jednostkowych priorytetowych działań zaradczych; koszty powinny obejmować wdrożenie

działań oraz administrowanie nimi, a także niezbędne wydatki na funkcjonowanie, utrzymanie i monitorowanie, aby zagwarantować, że projekt przyniesie korzyści przewidziane w analizie równoważności.

Odpowiednie projekty środków zaradczych zależą od wielu zmiennych, m.in. od typu siedlisk lub od populacji gatunków dotkniętych szkodami, od rodzaju szkód oraz od czynników o szerszym zasięgu obciążających te siedliska i populacje gatunków. Wybierając odpowiednie projekty, należy wziąć pod uwagę sześć zasadniczych elementów, opisanych poniżej: • metodę generowania korzyści; • fragmentację bądź odizolowanie siedliska; • wyznaczenie i ochronę siedliska; • różnice pomiędzy środkami kompensacyjnymi dotyczącymi siedliska a tymi dotyczącymi gatunku; • środki kompensacyjne i zaradcze dotyczące wielu gatunków; • wskazówki dotyczące środków kompensacyjnych ex ante w odniesieniu do szkód wyrządzonych na obszarach

objętych siecią Natura 2000. W ramce 5.1 ujęto schemat wyboru wariantów środków zaradczych dla analizy przypadku opisanej w poprzednich dwóch rozdziałach. Ramka 5.1. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: ocena środków zaradczych

W odpowiedzi na straty przejściowe powstałe na terenach podmokłych rozważono trzy warianty środków zaradczych: • niepodejmowanie działań (naturalna regeneracja); • odtworzenie terenów podmokłych w innej lokalizacji; • ochrona poprzez zakup tego terenu.

93

Wariantu niepodejmowania działań nie wybrano, ponieważ strata przejściowa była zbyt duża. Nie wybrano także wariantu odtworzenia terenów podmokłych gdzie indziej, ponieważ trwale utracone usługi były związane z naturalnymi, różnorodnymi terenami podmokłymi. Zdecydowano się zatem na wariant ochrony poprzez zakup. Przyjęto standardowe założenia dotyczących scenariuszy ochrony i ryzyka związanego z realizacją. W odpowiedzi na powstałe straty przejściowe w populacji pstrąga potokowego rozważono trzy inne warianty środków zaradczych: • wariant niepodejmowania działań (naturalna regeneracja) – nie wybrano, ponieważ uznano, że strata

przejściowa była zbyt duża; • wariant uzupełnienia ikrą z hodowli – nie wybrano ze względu na obawy dotyczące aspektów genetycznych itp.; • wariant odtworzenia siedliska rzecznego w innych dopływach rzeki X – to rozwiązanie wybrano jako realistyczne. Przyjęto kilka prostych założeń dotyczących odbudowania zasobu pstrąga potokowego: strumień o szerokości 5 metrów, wzrost zagęszczenia pstrąga z 5 do 10 osobników na 100 m2, 3-letni okres wdrażania działań, a następnie 7-letni okres odbudowy populacji. 5.1.1 Odtworzenie i odbudowa siedliska Naprawy uszkodzonych lub utraconych siedlisk chronionych lub siedlisk gatunków chronionych można dokonać poprzez utworzenie nowych siedlisk bądź siedlisk zastępczych. Może to być spore wyzwanie techniczne. W ramach alternatywy dla tworzenia nowego siedliska bardziej realistyczna może być odbudowa siedliska już istniejącego. W większości przypadków odtwarzane siedlisko powinno być tego samego (lub podobnego) typu jak siedlisko, które zostało uszkodzone bądź zniszczone. Typy siedlisk zostały zdefiniowane w załączniku I do dyrektywy siedliskowej oraz we Wskazówkach do interpretacji europejskich siedlisk przyrodniczych (Komisja Europejska, 2003 r.)21. Jeśli w ramach środków zaradczych stosuje się model odtworzenia siedliska, wówczas należy określić ilościowo stopień korzyści w zakresie usług (bądź wartość dodaną), wynikający z tego odtworzenia. Czynniki, które należy wyważyć w tej ocenie, to m.in.: • Tempo zmian: Potrzebna jest ocena tempa naturalnego procesu odtworzenia siedliska. Przykładowo usunięcie

nierodzimych drzew iglastych z lasu liściastego może krótkoterminowo być bardzo korzystne dla jego stanu ochrony, jednak jeśli drzewa te nie regenerują się naturalnie, to na dłuższą metę same znikną z tych terenów leśnych w efekcie naturalnych procesów. Zatem ocena krótkoterminowych korzyści w zakresie ochrony musi być zrównoważona tym, co długoterminowo prawdopodobnie samo nastąpi w wyniku naturalnego procesu.

• Dodatkowość: Należy zadbać o to, by działania podejmowane z myślą o odtworzeniu siedlisk przynosiły dodatkowe korzyści, tj. takie, które w przeciwnym wypadku by się nie pojawiły. Jest to istotne, aby zapobiegać ewentualnemu podwójnemu liczeniu kredytu.

21 Komisja Europejska, Dyrekcja Generalna ds. Środowiska, Wskazówki do interpretacji europejskich siedlisk przyrodniczych, EUR, 25 października 2003 r.

94

5.1.2 Fragmentacja bądź odizolowanie siedliska – działania, o których mowa w art. 10 dyrektywy siedliskowej

Podejście, które przyjmuje się przy wyborze projektów środków zaradczych, jest w dużej mierze uzależnione od uwarunkowań uszkodzonego bądź zniszczonego siedliska. Jeśli dotknięte szkodą siedlisko jest małą częścią znacznie większego siedliska, wówczas projekty środków zaradczych, polegające na zwykłym utworzeniu bądź odtworzeniu podobnej wielkości obszaru, zgodnie z zasadami biogeografii wysp nie zrekompensują szkód wyrządzonych w pierwotnym, większym obszarze siedliska. O konieczności sklejenia na nowo elementów krajobrazu, aby odbudować jego funkcje ekosystemowe, jest wyraźnie mowa w art. 10 dyrektywy siedliskowej: państwa członkowskie, „mając na względzie poprawę ekologicznej spójności sieci Natura 2000, będą dążyć tam gdzie uznają to za konieczne, do popierania zagospodarowania i ochrony tych elementów krajobrazu, które mają duże znaczenie dla dzikiej fauny i flory”. 5.1.3 Wyznaczenie i ochrona siedliska Dla właściwych organów potencjalnie nieskomplikowaną opcją jest wyznaczenie innego obszaru jako nowego rezerwatu przyrody lub jako obszaru należącego do sieci Natura 2000, aby zrekompensować stratę dotychczasowej lokalizacji bądź powstałe na jej obszarze szkody. Jednak należy podkreślić, że takie podejście samo w sobie nie wnosi korzyści ekologicznych ani korzyści pod względem różnorodności biologicznej, ponieważ nie generuje żadnych nowych usług ekosystemowych. Niemniej jeśli zagrożone jest niechronione siedlisko, wówczas ochrona wynikająca z klasyfikacji obszaru może zapewnić dodatkowe usługi ekosystemowe, które można zaliczyć jako korzyści płynące z działań zaradczych. Aby można to było uznać za właściwą formę działań kompensacyjnych bądź zaradczych, zagrożenie dla nowo sklasyfikowanego siedliska powinno być rzeczywiste, o stosunkowo bezpośrednim charakterze oraz wymierne, np. w odniesieniu do gruntów wydzielonych lub dopuszczonych jako tereny pod budowę osiedli mieszkaniowych. 5.1.4 Różnice pomiędzy środkami kompensacyjnymi dotyczącymi siedliska a tymi dotyczącymi gatunku Kiedy plany ex ante dotyczą populacji gatunków chronionych, postępowanie związane z zapewnieniem siedliska kompensacyjnego może różnić się od działań podejmowanych w przypadku szkód w chronionych siedliskach. Jednak niekiedy straty lub szkody na obszarze siedlisk wykorzystywanych przez gatunki chronione należałoby zrekompensować w taki sam sposób jak w przypadku chronionego siedliska. Faktycznie bowiem siedliska, w których występują gatunki chronione, często też objęte są ochroną. Populacje gatunków są często niezwykle mobilne i mogą mieć bardzo rozległy zasięg. Zrekompensowanie szkód wyrządzonych populacjom gatunków wiąże się z koniecznością zrozumienia wymagań ekologicznych gatunków na różnych etapach ich cyklu życiowego, w różnych porach roku, a nawet o różnych porach dnia. Mimo iż wiele populacji gatunków chronionych jest związanych z chronionymi siedliskami, to są też gatunki, które na określonym etapie cyklu życia bądź przez cały cykl życia wykorzystują zwyczajne siedliska niepodlegające ochronie, np. pola uprawne. W takim przypadku możliwa jest większa elastyczność w odniesieniu do wariantów środków kompensacyjnych. W projektach środków kompensacyjnych lub zaradczych, mających zrównoważyć szkody w populacji gatunków, można przewidzieć także warianty bardziej bezpośrednich działań, takich jak

95

dokarmianie populacji ptaków zimujących poprzez wysypywanie ziarna lub uprawianie zbóż, którymi ptaki mogłyby się żywić. W ramach ochrony gatunków wędrownych można rozważyć także działania zaradcze lub kompensacyjne, które pomogą danej populacji na innym etapie cyklu życia niż ten, na którym nastąpiła szkoda w środowisku. Przykładowo, w trakcie analizy szkód w siedlisku zimowania populacji ptaków wędrownych może okazać się, że dla przeżycia gatunku ważniejsze jest siedlisko lęgowe lub miejsce odpoczynku na szlaku migracyjnym. Wówczas dla całej populacji korzystniejsze może być wdrożenie projektów na rzecz poprawy siedliska na szlaku migracyjnym bądź w miejscach lęgu, jeśli wykaże się, że tego typu siedliska są punktem krytycznym dla populacji. Podobna sytuacja może mieć miejsce w przypadku gatunków ryb wędrownych, takich jak łosoś atlantycki. Szkody na odcinku rzeki stanowiącym tarlisko można zrekompensować, nie tylko stosując podstawowe środki zaradcze w miejscu pojawienia się szkód, ale także ulepszając szlaki migracyjne (np. poprzez usunięcie przeszkód w postaci jazów) lub poprawiając warunki na obszarach przyujściowych (np. podnosząc jakość wody lub zmniejszając wpływ rybołówstwa przemysłowego). Ramka 5.2 przedstawia opis transgranicznych działań zaradczych w tego typu przypadkach. Ramka 5.2. Transgraniczne działania zaradcze Wskazanie odpowiednich stanowisk dla realizacji środków zaradczych wymaga dokładnej analizy szeregu możliwych kompromisów. Stanowisko powinno być w miarę możliwości położone blisko stanowiska, które doznało uszczerbku, lub powinno wręcz do niego przylegać. Powinno też charakteryzować się podobnym typem siedliska przyrodniczego, co zapewniałoby maksymalne zachowanie ciągłości ekologicznej i usług ekosystemowych. Niemniej rozdrobniony ekologicznie krajobraz większości Europy często uniemożliwia znalezienie odpowiedniego stanowiska dla działań zaradczych tuż przy dotkniętym szkodą stanowisku lub choćby w niedalekim jego sąsiedztwie. Bywa też, że uszkodzone siedlisko jest do tego stopnia unikatowe, że stanowisko o podobnym typie, odpowiednie do działań zaradczych, może znajdować się w pewnym oddaleniu. Niekiedy w najlepszym przypadku stanowiska działań zaradczych są znacznie oddalone od stanowiska, które zostało uszkodzone, i znajdują się nawet poza granicami kraju. Wykorzystanie stanowisk transgranicznych dla działań zaradczych na rzecz różnorodności biologicznej wiąże się kilkoma zagadnieniami, takimi jak: • gatunki wędrowne; • regiony biogeograficzne; • fragmentacja siedlisk i sieci ekologiczne; • usługi ekosystemowe oraz wartości użytkowe. Do kwestii położenia stanowisk dla podjęcia środków kompensacyjnych w myśl art. 6 ust. 4 dyrektywy siedliskowej odnoszą się dwie istotne publikacje Komisji Europejskiej (KE, 2000 r.22 i KE, 2007 r.23). W dokumentach tych podkreśla się, że stanowiska dla działań kompensacyjnych muszą pozwolić zachować spójność sieci Natura 2000. 22 Komisja Europejska, Zarządzanie obszarami Natura 2000. Postanowienia artykułu 6 dyrektywy siedliskowej, Luksemburg, 2000b. 23 Komisja Europejska, Wytyczne dotyczące art. 6 ust. 4 dyrektywy siedliskowej 92/43/EWG. Wyjaśnienie pojęć: rozwiązania alternatywne, powody o charakterze zasadniczym wynikające z nadrzędnego interesu publicznego, środki kompensujące, ogólna spójność, opinia Komisji, 2007. [Uwaga: zastępuje rozdział dokumentu Komisji Europejskiej (2000b) dotyczący art. 6 ust. 4]. Publikację można znaleźć pod adresem: http://ec.europa.eu/environment/nature/natura2000/management/docs/art6/new_guidance_art6_4_pl.pdf.

http://ec.europa.eu/environment/nature/natura2000/management/docs/art6/new_guidance_art6_4_pl.pdf

96

Podsumowując, w dokumentach tych sugeruje się zatem, że środki kompensacyjne zaproponowane dla danego projektu powinny: • odnosić się, w porównywalnych proporcjach, do naruszonych siedlisk i gatunków; • dotyczyć tego samego regionu biogeograficznego w tym samym państwie członkowskim; • zapewnić funkcje porównywalne do tych, które uzasadniały kryteria wyboru pierwotnego obszaru. Odległość między pierwotnym obszarem a miejscem realizacji środków kompensacyjnych nie ma istotnego znaczenia, pod warunkiem że nie narusza funkcjonalności obszaru i nie kłóci się z względami, dla których został on na początku wybrany. Niemniej mogą się pojawić trudności w spełnieniu wymogu zapewnienia środków kompensacyjnych w obrębie tego samego państwa członkowskiego – dotyczy to zwłaszcza stanowisk przecinających granice państw bądź położonych w państwach członkowskich o niewielkim terytorium. Gatunki wędrowne W miejscach, gdzie szkody w środowisku dotyczą gatunków wędrownych – czy to ptaków objętych ochroną na mocy dyrektywy ptasiej, czy innych gatunków wymienionych w załącznikach do dyrektywy siedliskowej – teoretycznie podjęcie działań zaradczych jest możliwe na kilku obszarach położonych wzdłuż szlaków migracyjnych tychże gatunków. Niemniej wybór tych obszarów wymaga dogłębnego zrozumienia zachowań migracyjnych dotkniętych szkodą gatunków oraz starannego rozpoznania tych odcinków szlaków, które mogą być krytyczne z ekologicznego punktu widzenia. Jeśli uda się wystarczająco zgłębić te zagadnienia, wówczas może okazać się możliwe naprawienie straty siedliska zimowania poprzez poprawę miejsca odpoczynku na szlaku migracyjnym czy wręcz siedliska lęgowego. Ramka 5.2. Transgraniczne działania zaradcze (cd.) Wiele zimujących ptaków wędrownych żyjących na terenach podmokłych tworzy skupiska gatunków, które do obszaru zimowania docierają różnymi szlakami i z różnych lęgowisk. Dlatego w takich przypadkach podjęcie środków zaradczych nastawionych na te skupiska gatunków będzie możliwe tylko na obszarach zimowania. Niemniej większość ptaków wędrownych żyjących na terenach podmokłych korzysta z sieci obszarów zimowania w kompleksie obszarów podmokłych, więc można by ewentualnie określić zasięg tego kompleksu i przeprowadzić działania zaradcze na jednym lub kilku takich obszarach, tak by utrzymać ogólną ekologiczną funkcję siedliska. Jeśli chodzi o migrujące gatunki ryb, za warianty środków zaradczych można uznać usuniecie przeszkód dla migracji na całym odcinku rzeki, poprawę stanu środowiska na obszarach przyujściowych czy zmniejszenie presji ze strony drapieżników lub presji połowowej w pewnych punktach na szlaku migracyjnym. Regiony biogeograficzne Regiony biogeograficzne Europy zostały zdefiniowane w dyrektywie siedliskowej i stanowią ekologicznie spójne obszary o wspólnych cechach ekologicznych. Działania zaradcze w odpowiedzi na szkody wyrządzone w europejskim siedlisku chronionym bądź wyrządzone gatunkom wymienionym w załącznikach do dyrektywy siedliskowej muszą zostać podjęte w ramach tego samego regionu biogeograficznego, w którym wystąpiła szkoda. Fragmentacja siedlisk i sieci ekologiczne Funkcje ekologiczne wielu gatunków i siedlisk mogą być utrzymane tylko w warunkach wystarczająco dużego siedliska bądź dzięki powiązaniom funkcjonalnym pomiędzy obszarami siedlisk tworzącymi sieci ekologiczne lub

97

wspierającymi metapopulacje gatunków. W części 3.2.1.2 odniesiono się do art. 10 dyrektywy siedliskowej. Zobowiązuje się w nim państwa członkowskie do działań służących zachowaniu przejść i liniowych elementów krajobrazu, pozwalających utrzymać łączność ekologiczną. Dlatego jeśli szkoda wystąpiła w miejscach będących częścią sieci ekologicznej lub wspierających większą metapopulację gatunków, bardzo ważne jest, by aspekt ten uwzględnić przy wyborze środków zaradczych. W konsekwencji lepszym rozwiązaniem może okazać się odtworzenie obszaru siedliska wykraczającego poza granice krajów niż zdecydowanie się w obrębie jednego państwa członkowskiego na stanowisko, które nie spełniałoby tych samych funkcji ekologicznych. Może to mieć szczególne znaczenie w odniesieniu do pasm górskich i terenów przybrzeżnych, gdzie wiele rozległych i ekologicznie spójnych obszarów przekracza granice terytorium jednego państwa. Usługi zasobów naturalnych oraz wartości użytkowe Dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko wymaga, by wybierając wariant działań zaradczych, uwzględnić także usługi zapewniane przez stanowisko, które doznało uszczerbku. W wielu przypadkach podobne usługi w zakresie ochrony środowiska można zapewnić tylko w obrębie tego samego państwa członkowskiego i to w takim oddaleniu od uszkodzonego stanowiska, które byłoby do przebycia w stosunkowo krótkim czasie. Jeśli odległość między uszkodzonym obszarem a stanowiskiem działań zaradczych się zwiększa, wówczas ludność dotknięta szkodami w środowisku musi dla tych samych korzyści środowiskowych przebyć dłuższą trasę. Zrekompensowanie tego oddalenia geograficznego wiązałoby się z dodatkowymi środkami zaradczymi, np. ze zwiększeniem obszaru siedliska. 5.1.5 Środki kompensacyjne i zaradcze dotyczące wielu gatunków Szkody w środowisku często dotykają wielu różnych gatunków chronionych. Przykładowo, szkody wyrządzone w środowisku rzecznym mogą odbić się na populacjach kilku gatunków chronionych ryb. Niektóre z nich mogą być dobrze zbadane i dane na ich temat dotyczące warunków początkowych mogą być rzetelne, podczas gdy inne gatunki mogą być słabiej poznane i mieć zupełnie inne wymagania dotyczące cyklu życia. Trzeba więc rozważyć pakiet działań kompensacyjnych i zaradczych, który przyniesie należyte korzyści wielu gatunkom (bądź siedliskom). 5.2 Kryteria oceny wariantów środków zaradczych Po wskazaniu potencjalnych wariantów środków zaradczych należy dokonać ich oceny pod kątem wymogów lub preferencji właściwych organów i innych zainteresowanych podmiotów oraz pod kątem obowiązujących przepisów i regulacji. Załącznik II do dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko wyraźnie określa kryteria dotyczące oceny racjonalnych środków zaradczych z wykorzystaniem najlepszych dostępnych technologii: • wpływ każdego wariantu na zdrowie i bezpieczeństwo publiczne; • koszt wprowadzenia w życie danego wariantu; • prawdopodobieństwo skutecznego wprowadzenia w życie każdego z wariantów; • zakres, w jakim każdy wariant zapobiegnie szkodom w przyszłości, oraz umożliwi uniknięcie dodatkowych szkód

wynikających z wprowadzenia w życie tego wariantu; • zagadnienia społeczne, gospodarcze i kulturowe oraz inne czynniki specyficzne dla danej społeczności; • czas potrzebny do naprawienia szkody; • zakres przywrócenia uszkodzonego stanowiska do właściwego stanu; • geograficzne powiązanie ze stanowiskiem, które doznało uszczerbku.

98

Podczas opracowywania i wyboru kryteriów oceny projektów podmioty przeprowadzające analizę muszą zdefiniować szerszy zakres kryteriów oraz określić, jakie każde z nich będzie miało znaczenie przy ocenie proponowanych projektów. W tabeli 5.1 pokazano przykłady, w jaki sposób każde kryterium może być interpretowane. Poszczególne kryteria i ich interpretacja mogą się różnić w zależności od stanowiska, aspektów związanych ze specyfiką stanowiska oraz w zależności od możliwości i ograniczeń. Trzeba zwrócić uwagę, że choć sformułowania użyte w tabeli w znacznej mierze pochodzą z dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko, to jednak owe kryteria równie dobrze odnoszą się do sytuacji, których dotyczą inne istotne w tym kontekście dyrektywy, takie jak dyrektywa w sprawie oceny oddziaływania na środowisko, dyrektywa siedliskowa i ptasia. Kryteria przedstawione w tabeli 5.1 podzielono na dwie grupy: na kryteria wstępnej oceny ogólnej oraz na kryteria oceny szczegółowej. Kryteria ze wstępnej oceny można stosować na zasadzie „spełnia warunek / nie spełnia”, aby w obiektywny sposób móc szybko wyeliminować nieodpowiednie warianty. Tego typu ocena może być istotna w przypadku, gdy zainteresowane strony zaproponowały swoje pomysły, które choć są potencjalnie interesujące, to nie nadają się do zrekompensowania rodzajów zaistniałych szkód. Tabela 5.1 nie zawiera definitywnej i wyczerpującej listy kryteriów. W zależności od preferencji zaangażowanych stron, na określone kryteria lub na grupy kryteriów może być położony większy nacisk, aby podkreślić te cechy projektu, które dla tych stron mają największą wartość. Po wykluczeniu nieodpowiednich wariantów za pomocą kryteriów wstępnej oceny i po ilościowej bądź jakościowej ocenie i zhierarchizowaniu pozostałych wariantów można wyłonić preferowane projekty. Owym wybranym projektom można poświęcić więcej uwagi, aby przygotować ich szczegółowe opisy i ocenić ewentualne korzyści – ich typ, zakres i czas wystąpienia oraz to, czy projekt relatywnie spełnia warunki ogólnej równoważności. Powyższa informacja służy trzem celom: 1) ma pomóc wskazać właściwe, jak najbardziej odpowiednie i korzystne projekty; 2) w modelowaniu równoważności ma pomóc tak określić skalę projektu, by zrównoważył on powstałe szkody; 3) ma pomóc przygotować ostateczny plan działań zaradczych i vademecum ich realizacji. Im bardziej szczegółowe informacje, tym bardziej będą one przydatne dla każdego zastosowania. Tabela 5.1. Przykłady kryteriów oceny przy wyborze wariantów działań zaradczych

Kryterium Interpretacja Kryteria wstępnej oceny ogólnej

• Dotyczy zasobów uszkodzonych na skutek uwolnień lub dotyczy usług utraconych w wyniku szkód

• Projekty są oceniane pod kątem tego, czy odtwarzają, odbudowują lub zastępują uszkodzone zasoby naturalne i usługi bądź prowadzą do nabycia ich ekwiwalentu

• Jest zgodny z obowiązującymi/właściwymi regulacjami i przepisami prawa

• Projekty muszą być zgodne z prawem

• Chroni zdrowie i bezpieczeństwo publiczne

• Projekty nie mogą narażać na szwank zdrowia i bezpieczeństwa publicznego

• Jest skoordynowany z planowanym usuwaniem zanieczyszczeń i z podstawowymi środkami zaradczymi

• Projekty nie mogą być sprzeczne z planowanym usuwaniem zanieczyszczeń i podstawowymi środkami zaradczymi, a środki te nie mogą niweczyć projektu bądź mu szkodzić

99

• Jest wykonalny z technicznego punktu widzenia

• Projekty muszą charakteryzować się dużym prawdopodobieństwem powodzenia

• Minimalizuje dodatkowe szkody • Projekty nie mogą powodować dodatkowych szkód w zasobach naturalnych, strat w usługach ani degradacji środowiska. Ewentualne dodatkowe szkody są minimalne w porównaniu z osiągniętymi korzyściami

• Jest dobrze przyjmowany przez opinię publiczną

• Projekty muszą mieć przynajmniej minimalną akceptację opinii publicznej, nie mogą naruszać porządku publicznego

• Ogranicza ekspozycję zasobów naturalnych na zanieczyszczenia

• Zmniejsza wielkość, mobilność lub stopień toksyczności zanieczyszczeń

• Projekty podstawowych środków zaradczych powinny ograniczać ekspozycję na zanieczyszczenia i zmniejszać ich wielkość, mobilność lub stopień toksyczności

Kryteria oceny szczegółowej • Przywraca lub zachowuje typ

uszkodzonych zasobów naturalnych • Projekty poprzez działania zaradcze lub ochronne powinny

poprawiać jakość zasobów, które zostały lub mogą zostać uszkodzone (np. wody podziemne, siedliska lądowe)

• Zachowuje zagrożone zbiorowiska naturalne, które są unikatowe lub mają wysoką jakość, lub też są związane z tymi obszarami

• Projekty, które zakładają zakup gruntów lub zasobów bądź objęcie ich prawem służebności ze względów ochrony środowiska, powinny chronić zasoby wysokiej jakości lub zasoby unikatowe lub też zapewnić solidne strefy buforowe na wypadek przyszłych projektów budowlanych wokół tych obszarów

• Jest nastawiony na te zasoby lub usługi, które nie są w stanie się zregenerować bądź mogłyby się zregenerować w sposób naturalny dopiero po dłuższym czasie

• Projekty powinny być nastawione na te zasoby lub usługi, które bez środków zaradczych odbudowywałyby się bardzo długo (np. dłużej niż 25 lat)

• Dotyczy środków zaradczych w odniesieniu do preferowanych zasobów lub usług

• Zarządzający zasobami mogą opracować listę priorytetów w oparciu o typy uszkodzonych zasobów bądź o stopień szkody

• Wykorzystuje sprawdzone, solidne metody i technologie, znane z tego, że zapewniają duże prawdopodobieństwo powodzenia

• Projekty powinny wykorzystywać odpowiednie, sprawdzone i stosowane z powodzeniem techniki. Metody eksperymentalne, badania lub niesprawdzone jeszcze technologie mogą otrzymać niższy priorytet

Kryterium Interpretacja • Jest korzystny pod względem kosztów • Projekty powinny mieć wysoki wskaźnik spodziewanych korzyści

w stosunku do spodziewanych kosztów w porównaniu z innymi projektami korzystnymi dla tego samego zasobu

• Koszty związane z długotrwałym funkcjonowaniem, utrzymaniem i monitorowaniem są niskie

• Długofalowe koszty powinny być na rozsądnym poziomie, biorąc pod uwagę oczekiwane korzyści

• Możliwe jest dostosowanie jego skali do właściwego poziomu utraty bądź uszkodzenia zasobu

• Projekty powinny mieć możliwość dostosowania wielkości, aby zapewniać działania zaradcze o odpowiedniej skali. Małe projekty zapewniające niewielkie korzyści w stosunku do zaistniałych szkód

100

w zasobach i usługach oraz przesadnie duże projekty, których zakresu nie można odpowiednio zmniejszyć, powinny otrzymać niższą ocenę

• Zapewnia korzyści, które są wymierne i umożliwiają ocenę powodzenia

• Projekt powinien przynosić korzyści, które są wymierne i pozwalają na ilościowe określenie jego powodzenia

• Jest spójny z planowaniem regionalnym i jest realistyczny pod względem administracyjnym

• Projekty powinny być spójne z planowaniem regionalnym (np. powinny wpisywać się w plan działania na rzecz różnorodności biologicznej), muszą być też realistyczne pod względem administracyjnym

• Generuje dodatkowe korzyści • Należy traktować priorytetowo projekty, które przynoszą korzyści więcej niż jednemu uszkodzonemu zasobowi bądź usłudze, które przynoszą zasobom ekologicznym korzyści pochodne lub pojawiające się na zasadzie reakcji łańcuchowej oraz niosą z sobą korzyści ekonomiczne

• Zwiększa zdolność mieszkańców do korzystania ze środowiska, cieszenia się nim i czerpania z niego korzyści

• W zależności od celów wytyczonych przez zainteresowane strony można to uznać za odrębne kryterium oceny albo za część korzyści dodatkowych

• Dąży do równości lub sprawiedliwości w sprawach dotyczących środowiska

• Aspekt równości lub sprawiedliwości w sprawach dotyczących środowiska odzwierciedla stopień, w jakim dany projekt jest korzystny dla tych osób, które najbardziej ucierpiały z powodu szkód. Preferuje się projekty korzystne dla grup o niskich dochodach, gdyż to te grupy najczęściej cierpią z powodu zanieczyszczenia

• Zapewnia korzyści ekologiczne lub gospodarcze na rozległym obszarze lub licznej grupie ludności

• Preferuje się projekty, które przynoszą najwięcej dobra. O ile większe projekty przynoszą więcej dobra, to są one lepsze

• Przynosi korzyści szybciej • Preferuje się te projekty, które przynoszą wszystkie oczekiwane efekty szybciej, niż trwałaby naturalna regeneracja, i szybciej niż w przypadku innych projektów nastawionych na te same zasoby. Im szybciej zapewni się równoważność, tym lepiej

• Zapewnia długotrwałe korzyści • Preferuje się trwałe projekty w przeciwieństwie do projektów krótkoterminowych

• Przynosi korzyści, których nie zapewniają inne projekty środków zaradczych

• Aby zapewnić dodatkowe korzyści, należy unikać projektów, które już są wdrażane lub których finansowanie zostało już zaplanowane w ramach innych programów

5.3 Opisy projektów środków zaradczych Początkowo opisy projektów mogą być kilkuzdaniowymi opisami. Z czasem, po zebraniu większej liczby informacji, powinny one być bardziej szczegółowe i zawierać takie elementy, jak: • cele projektu; • działania niezbędne do realizacji projektu;

101

• potencjalna wielkość projektu; • przewidywane korzyści i szacunkowy termin ich osiągnięcia; • stałe działania operacyjne i w zakresie utrzymania niezbędne, aby zachować sam projekt lub jego korzyści; • przybliżone koszty niezbędne dla wdrożenia oraz stałego funkcjonowania i utrzymania; • wymagane pozwolenia; • potencjalne przeszkody administracyjne (lub inne); • ewentualne dodatkowe korzyści lub szkody związane z projektem; • plan monitorowania i oceny.

5.4 Obliczanie korzyści (kredytów) z wariantów środków zaradczych Zgłaszane projekty dotyczą zazwyczaj zasobów lub usług, które doznały uszczerbku w wyniku określonego zdarzenia. Celem projektu mogą być działania zaradcze dotyczące tego samego typu siedliska jak to, które zostało uszkodzone, ale w innej lokalizacji. Teoretycznie jeśli siedliska te są podobne, wówczas korzyści wynikające z projektu środków zaradczych (np. dostarczanie pokarmu, ochrona termiczna i schronienie, miejsce lęgu i wychowu) powinny być zbieżne z usługami utraconymi w wyniku szkody. Niemniej może nie dać się wskazać projektów środków zaradczych, nastawionych na zasoby naturalne i usługi identyczne jak te utracone. Stanowisko działań zaradczych może mieć inny kontekst krajobrazowy, więc przepływy zasobów naturalnych i usług nie będą identyczne. Siedlisko w stanowisku działań zaradczych może być łatwiej lub trudniej dostępne dla gatunków docelowych, może być też otoczone bardziej lub mniej osłonowymi lub pożądanymi typami siedliska. Także stresor, który doprowadził do degradacji stanowiska działań zaradczych może różnić się od czynnika, który spowodował naprawiane szkody. Zatem nawet jeśli na tym stanowisku możliwe jest osiągnięcie korzyści dotyczących zasobów naturalnych i usług, i sprzyjałoby to stanowisku, to jednak nie będą one identyczne jak niezbędne dla zrównoważenia strat korzyści dotyczące zasobów naturalnych i usług. Innym podejściem przy ocenie względnych korzyści z projektów dla siedlisk jest wykorzystanie tzw. skalarów w celu odpowiedniego rozłożenia preferencji. Skalary mogą być stosowane do przyznania punktów za: preferowane siedliska (np. za niektóre bardzo wydajne siedliska podmokłe, a nie za mniej wydajne obszary trawiaste), za rzadkość danego gatunku lub siedliska, za oddalenie od uszkodzonego stanowiska (np. właściwe organy mogą przedkładać realizację działań zaradczych niedaleko od miejsca zdarzenia nad ich wdrożenie w bardziej oddalonej lokalizacji; tego typu preferencje związane z odległością można wyrazić za pomocą skalarów) lub za określone czynniki społeczne. Poniżej przedstawiono trzy aspekty oceny potencjalnych korzyści z wariantów projektów środków zaradczych. Bliskość geograficzna (zob. także ramka 5.2) Korzystne dla zasobów naturalnych projekty środków zaradczych często są bardziej odpowiednie wówczas, gdy są geograficznie położone blisko stanowiska, w którym powstała szkoda. Jest bardziej prawdopodobne, że podobne siedliska i zasoby znajdzie się w nieodległej lokalizacji o zbliżonym klimacie, podobnej długości pór roku, geologii skały macierzystej, potencjalnej roślinności naturalnej, o podobnych skupiskach gatunków oraz naturalnych i antropogenicznych czynnikach obciążających. Niemniej nie zawsze można znaleźć w pobliżu odpowiednie projekty środków zaradczych, zwłaszcza jeśli uszkodzone siedlisko było rzadkie lub jeśli usługa, która doznała uszczerbku, była uzależniona od unikatowego kontekstu krajobrazowego. Poza tym jeśli uszkodzono takie zasoby, jak ptaki

102

wędrowne, a odpowiednim projektem środków zaradczych byłoby ich zastąpienie, to w takim wypadku najlepiej byłoby, gdyby działania zaradcze miały miejsce w odległym lęgowisku. Jak już wcześniej wspomniano, właściwe organy w pewnych przypadkach mogą wykorzystać skalary odległości, aby uwzględnić brak możliwości przeprowadzenia działań zaradczych w pobliżu miejsca zdarzenia. Jednak w przypadku rekompensowania strat w wartości użytkowej i nieużytkowej dla człowieka, rzadko kiedy działania zaradcze oddalone od uszkodzonego miejsca można uznać za odpowiednie. Istnieje wówczas ryzyko, że ludność, która nie ucierpiała z powodu tej straty, odniesie dodatkowe korzyści kosztem osób, które ucierpiały w wyniku straty. Stopień podobieństwa Im więcej podobieństwa między projektem środków zaradczych a uszkodzonym obszarem bądź zasobami, tym łatwiej osiągnie się równoważność. Jednak nie zawsze uda się znaleźć projekt, który byłby tak bliski ideału. W takich sytuacjach podmioty przeprowadzające analizę mogą opracować tzw. „translatory” lub skalary, które umożliwią rozsądne dopasowanie debetów i kredytów. Inne kwestie ekologiczne, kulturowe, ekonomiczne i społeczne Podczas wskazywania korzyści z projektów środków zaradczych mogą się pojawić inne kwestie, jak m.in. zrekompensowanie strat natury kulturowej, społecznej lub ekonomicznej, które trudno jest opisać czy określić ilościowo, stosując analizę równoważności siedlisk lub analizę równoważności zasobów. W przypadku gdy główna strata jest natury ekologicznej, dla dostosowania działań zaradczych sięga się po analizę równoważności siedlisk lub po analizę równoważności zasobów, jednak jeśli strata drugorzędna ma charakter kulturowy, być może potrzebna będzie dodatkowa metoda do wyznaczenia skali działań kompensacyjnych. Aby w pełni zrekompensować te szkody, poza analizą równoważności siedlisk konieczne może być zastosowanie metody wyceny ekonomicznej, mierzącej wartość, jaką ludzie przywiązują do usług zapewnianych przez zasoby naturalne. Metody równoważności wartości opisano w następnym rozdziale. Ilościowe określenie korzyści potencjalnych projektów środków zaradczych (kredytów) wymaga opracowania podobnego zestawu danych jak w przypadku ilościowego określenia zaistniałych szkód (debetów). Przewidywany czas realizacji i stopień wydajności działań zaradczych należy ocenić według wybranego miernika, zaś przewidywaną wydajność należy porównać do całościowej ilości usług, które byłyby świadczone przez to stanowisko, gdyby szkody nie wystąpiły. Rysunek 5.1 przedstawia, jak dokonują się ulepszenia zasobów po wdrożeniu kompensacyjnych lub uzupełniających środków zaradczych, które poprawiają warunki zasobów i usług. Obszar F oznacza poprawę usług wynikającą z podjętych działań. Po zakończeniu działań zasoby i usługi nadal mogą się poprawiać (obszar G) aż do osiągnięcia nowego poziomu warunków początkowych, który w przyszłości utrzymywałby się jeszcze przez pewien okres (obszar H). Suma obszarów F, G i H (obszar pomiędzy linią warunków początkowych a krzywą usług) obrazuje korzyści z działań zaradczych pod względem usług, mające zrównoważyć straty związane z uszkodzeniem danego stanowiska.

103

Rysunek 5.1. Ilościowe określenie przewidywanej poprawy po podjęciu kompensacyjnych działań zaradczych 5.4.1 Określenie stopnia poprawy Stopień poprawy, czyli kredyt, ocenia się w podobny sposób jak stopień szkody, czyli debet. Należy wskazać korzyści, które najprawdopodobniej pojawią się w związku z projektem środków zaradczych. Stopień poprawy oblicza się w oparciu o ocenę wartości aktualnej oraz wartości po wdrożeniu działań według wybranego miernika. 5.4.2 Wytyczenie krzywych regeneracji Przewidywany czas i stopień wydajności działań zaradczych musi być oceniany według wybranego miernika. Oceniając wielkość i przyszły rozwój korzyści, można oprzeć się na doświadczeniach z podobnych projektów dotyczących podobnych stanowisk, na dostępnych publikacjach i modelach oraz na opinii ekspertów. Można również sięgnąć po modelowanie, aby oszacować czas potrzebny do tego, by odnawiane zasoby lub siedliska w pełni zaczęły przynosić korzyści. Zapewnianie usług ekosystemowych może zostać przywrócone w innym tempie niż świadczenie usług o wartości użytkowej bądź nieużytkowej dla człowieka, dlatego też trzeba wziąć pod uwagę jedno i drugie, chyba że podczas analizy równoważności podjęto decyzję, że należy się skupić tylko na jednym rodzaju. Oszacowanie regeneracji powinno uwzględniać naturalne stresory i zakłócenia, które prawdopodobnie mogą wpłynąć na wskaźnik regeneracji. Należy więc podjąć odpowiednie działania korygujące i utrwalające, aby zwiększyć szanse powodzenia projektu w przyszłych latach.

5.5 Zajęcie się kwestią niepewności i zmiennych wyników analizy równoważności Elementy niepewności przy analizie równoważności mogą wynikać ze zmienności środowiskowej i ze zmiennych losowych, z niepewności i zmienności pomiaru, z ograniczonej znajomości ekosystemów oraz – nawet jeśli te ekosystemy są dobrze zbadane – z braku danych lub z ich niewystarczającej dokładności, a także z niepewności co do

Środki zaradcze Rozpoczęcie

działań

Zakończenie działań zaradczych /

rozpoczęcie naturalnej regeneracji

Zakończenie naturalnej regeneracji

F

G H

Czas

Usługi zasobów naturalnych

Warunki początkowe

104

odnośnych decyzji społecznych, ekonomicznych i politycznych. Niepewności mogą pojawić się na każdym etapie analizy, m.in. podczas • szacowania strat (debetów), powstałych wskutek szkody, i korzyści z projektów środków zaradczych (podczas

określania skali); • szacowania korzyści (kredytów) z projektów środków zaradczych; • wdrażania projektów środków zaradczych; • rozwiązywania kwestii administracyjnych, politycznych i prawnych; • szacowania kosztów działań zaradczych. Naturalna zmienność może utrudniać tak określenie przebiegu procesu regeneracji, jak i prognozowanie dotyczące wielu usług siedliska (Strange et al., 2002). Złożoność jest nieodłączną cechą ekosystemów, zarówno tych zdrowych, jak i uszkodzonych, co dodatkowo utrudnia wszelkie prognozowanie tego, jakie efekty przyniosą działania zaradcze. Choć w zależności od zasobu, usługi lub siedliska sytuacja może być za każdym razem inna, liczne czynniki, które mogą wpływać na regenerację i powodzenie działań zaradczych, mogą być nieznane lub słabo zbadane. Dlatego dokonując analizy równoważności, należy wziąć pod uwagę niepewność, zmienność i prawdopodobieństwo ewentualnych wyników związanych z przypadkiem szkody, o którym mowa w dyrektywie w sprawie odpowiedzialności za środowisko lub w innej dyrektywie istotnej w tym kontekście. Taka analiza może obejmować: • wskazanie najważniejszych źródeł niepewności; • ograniczenie niepewności, o ile jest to w praktyce możliwe; • ilościowe uwzględnienie niepewności poprzez zastosowanie analizy wrażliwości, metody Monte Carlo lub innych

narzędzi numerycznych; • przeanalizowanie tych elementów niepewności, uwzględnienie ich i opisanie w prezentacji wyników. Oceniając obszary niepewności, można wykorzystać scenariusze uzasadnionego najgorszego przypadku, aby zagwarantować ochronę dotkniętych tym zdarzeniem środowiska i ludności (zob. ramkę 5.3). Ramka 5.3. Przykład: analiza uzasadnionego najgorszego przypadku Właściwy organ, oceniając rozległy zanieczyszczony obszar, musiał odnieść się do niepewności co do okresu występowania korzyści wynikających z podjęcia działań zaradczych na terenie podmokłym. Ze względu na rozwój przemysłowy i budownictwo mieszkaniowe, zniszczenia powodowane przez burze oraz ze względu na inne czynniki określenie czasu występowania korzyści wynikających z podjęcia danych działań zaradczych na tym terenie podmokłym było obarczone niepewnością. Szacowano, że projekt ten może przynosić korzyści przez okres od 15 do 50 lat. Dostępna literatura naukowa tylko w ograniczonym stopniu mogła zmniejszyć zakres niepewności. Aby uwzględnić tę niepewność w ocenie, właściwy organ przeprowadził analizę uzasadnionego najgorszego przypadku. Analiza scenariusza uzasadnionego najgorszego przypadku ocenia dostępne informacje i interpretuje je pod kątem ochrony zasobów naturalnych i ich usług. Przyjmując to podejście, właściwy organ uznał, że interpretacja uzasadnionego najgorszego przypadku zakłada około 20-letni okres występowania korzyści. To pozwoliło wybrać ten projekt środków zaradczych na terenie podmokłym jako możliwy do zaakceptowania.

105

Na początkowym etapie można przyjąć podejście oparte na wartości informacji – już w momencie podjęcia wstępnej oceny mającej określić, czy potrzebne są dalsze badania, by ograniczyć stwierdzone źródła niepewności. Wartość formalna lub nieformalna informacji umożliwia rozważenie w trakcie analizy, czy koszt dodatkowych badań jest uzasadniony, biorąc pod uwagę prawdopodobne zwiększenie dokładności i trafności końcowych wyliczeń. Analiza pozostającej niepewności może polegać na jakościowym przeanalizowaniu źródeł, skali i kierunku niepewności, na prostych analizach wrażliwości pokazujących zakres potencjalnych zagrożeń, a nawet na bardzo zaawansowanym podejściu probabilistycznym z wykorzystaniem technik symulacji Monte Carlo (Metropolis i Ulam, 1949; Kahneman i Tversky, 1982; Fishman, 1995)24.

24 Metropolis, N., Ulam, S., „The Monte Carlo Method”, Journal of the American Statistical Association, t. 44, nr 247, 1949, s. 335–341. Kahneman, D., Tversky, A., Judgement under Uncertainty: Heuristics and Biases, Cambridge University Press, Cambridge, 1982. Fishman, G.S., Monte Carlo: Concepts, Algorithms, and Applications, Springer Verlag, Nowy Jork, 1995.

106

6. OKREŚLENIE SKALI UZUPEŁNIAJĄCYCH I KOMPENSACYJNYCH ŚRODKÓW ZARADCZYCH

Jest to czwarty etap oceny szkód i analizy równoważności zasobów (zob. rys. 3.1). Określanie skali w analizie równoważności to proces określenia ilości uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych potrzebnych do zrównoważenia szkód wyrządzonych zasobom naturalnym bądź ich usługom. Ilość potrzebnych uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych zależy od korzyści płynących z podstawowych środków zaradczych. Określanie skali obejmuje kalkulację korzyści (kredytów) w odniesieniu do wszystkich właściwych wariantów działań zaradczych i skalowanie (całkowity debet podzielony przez kredyty jednostkowe). Zasada określania skali pozostaje niezmienna niezależnie od używanego miernika (np. rozmiaru i jakości siedliska w przypadku analizy równoważności siedliska czy też miernika pieniężnego w przypadku analizy równoważności wartości), pod warunkiem że ten sam miernik jest stosowany przy kalkulacji zarówno kredytów, jak i debetów. Określając skalę niezbędnych uzupełniających i kompensacyjnych środków zaradczych, kredyty z projektów środków zaradczych oblicza się w taki sposób, by ilość przeprowadzonych działań zaradczych mogła być dostosowana do ilości lub zakresu szkód w środowisku, które należy zrównoważyć. Chodzi o to, by większe straty zostały zrekompensowane większą liczbą środków zaradczych, zaś mniejsze straty – mniejszą liczbą środków. Możliwość dostosowania ilości podejmowanych działań zaradczych jest kluczowa w procesie analizy równoważności. Skalowanie obejmuje następujące cztery kroki: • Obliczanie korzyści (kredytów) jednostkowych płynących z wybranych projektów środków zaradczych. Może to

obejmować przykładowo przypadającą na hektarpoprawę usług siedliska na obszarze, na którym przeprowadza się działania zaradcze (analiza równoważności siedliska), lub przypadająca na wyprawę połowową poprawa jakości doznań (analiza równoważności wartości).

• Określenie skali działań zaradczych jest procesem, w którym ustala się, ile działań zaradczych należy przeprowadzić. Jest to równe całkowitemu debetowi podzielonemu przez kredyty jednostkowe.

• Szacowanie kosztów wariantów środków zaradczych, często na podstawie jednostki w odniesieniu do projektów, których wielkość można dostosować. Ten krok może być także przydatny przy porównywaniu kosztów poszczególnych alternatyw, zwłaszcza gdy koszty odnoszą się do jednostki danej korzyści.

• Przeanalizowanie nieproporcjonalnych kosztów zakłada rozważenie, czy szacunkowe koszty działań zaradczych nie są nadmierne wobec korzyści uzyskiwanych dzięki tym działaniom.

Zob. prosty przykład w ramce 6.1. Ramka 6.1. Przykład: proste skalowanie W ramach oceny szkód właściwy organ przeprowadził analizę równoważności zasobów w odniesieniu do wód podziemnych. Już po uwzględnieniu korzyści z podstawowych środków zaradczych właściwy organ stwierdził debet wód podziemnych, wynoszący 450 zdyskontowanych hektarometrolat – zdyskontowanych hektarów powierzchni na metr głębokości w ciągu roku. Organ ustalił także, że można by wdrożyć projekty kompensacyjnych środków zaradczych w odniesieniu do wód podziemnych, aby oczyścić zanieczyszczone wody podziemne na innym stanowisku. Każdy oczyszczony hektarometr wód podziemnych zapewni 25 hektarometrolat korzyści.

107

Określanie skali projektów środków zaradczych polega na podzieleniu całkowitego debetu – 450 zdyskontowanych hektarometrolat – przez korzyści płynące z projektu środków zaradczych, które wynoszą 25 hektarometrolat na hektarometr. To oznacza, że trzeba oczyścić 18 hektarometrów wód podziemnych w ramach uzupełniających działań zaradczych.

6.1 Obliczenie korzyści (kredytów) jednostkowych Kredyty można obliczać albo jako całość kredytów z działań zaradczych, albo jako liczbę kredytów jednostkowych określonego wariantu działań zaradczych. Obliczanie kredytów jednostkowych polega na ilościowym określeniu korzyści z projektu środków zaradczych w odniesieniu do usług, które za każdym razem wyrażono w postaci jednostki dotyczącej usługi, zasobu, siedliska lub wartości, na które nastawione są te działania zaradcze. Jeśli warianty działań zaradczych da się podzielić na mierzalne ilości jednostek, wówczas całkowity rozmiar działań zaradczych można dostosować w taki sposób, by pasował do rozmiaru szkód. Przykładowo, w przypadku równoważności usług za kredyt jednostkowy można uznać korzyści w usługach siedliska na powierzchni hektara (np. zdyskontowane usługohektarolata [DSHaYs] na hektar działań zaradczych na rzecz siedliska). 6.1.1 Kredyty jednostkowe: podejście koncepcyjne dotyczące mierników niepieniężnych Informacje potrzebne do obliczenia kredytów jednostkowych są zbliżone do tych, których potrzeba do kalkulacji debetów i kredytów opisanych w rozdziałach 4 i 5. Dla przykładu, niektóre dane są identyczne (np. miernik mierzący zmiany w poziomie zasobów lub usług, stopa dyskontowa i rok referencyjny); inne dane są w założeniu bardzo podobne (np. stopień korzyści w kalkulacji kredytów jest analogiczny do stopnia straty w kalkulacji debetów). Dane potrzebne do kalkulacji obejmują: • Rok rozpoczęcia. Rok rozpoczęcia projektu środków zaradczych, przynoszącego korzyści środowisku. • Rok zakończenia. Rok, w którym projekt przestaje zapewniać korzyści środowisku. W niektórych przypadkach

korzyści wynikające z projektów nigdy nie ustają. Niemniej zawsze w takich przypadkach można oszacować ograniczone korzyści dzięki zastosowaniu stopy dyskontowej.

• Jedna jednostka. Stanowi jednostkę środków zaradczych, którą można skalować – czyli dostosować w taki sposób, by zrównoważyć powstałe szkody. Może to być hektar powierzchni siedliska, rodzaj zasobu, taki jak ryba lub ptak itp. W tej kalkulacji zawsze przyjmuje się wartość 1, ponieważ chodzi o obliczenie kredytów jednostkowych.

• Mnożnik wartości bieżącej. Ten mnożnik wylicza różnicę w czasie pomiędzy wystąpieniem szkody a rozpoczęciem uzupełniających lub kompensacyjnych działań zaradczych. Stopa dyskontowa powinna być taka sama w obu kalkulacjach – debetu i kredytu (zob. rozdział 4.8).

• Stopień korzyści. Stopień korzyści opisuje to samo pojęcie co stopień straty w kalkulacji debetu, ale odnosi się do poprawy wynikającej z projektu środków zaradczych, a nie do szkód spowodowanych przez zdarzenie.

• Miernik. Miernik (niepieniężny) stosowany do mierzenia korzyści musi być identyczny jak ten, którym mierzy się całkowity debet.

• Warunki początkowe. Warunki zasobów lub usług, które panowałyby, gdyby szkoda nie wystąpiła. Korzyści w zakresie usług, wyrażone procentowo, muszą odnosić się do warunków początkowych zasobu (analogicznie do strat w usługach, wyrażonych procentowo, w kalkulacji debetu).

• Rok referencyjny. Rok używany do kalkulacji wartości bieżącej. Musi to być zawsze ten sam rok, który służy jako rok referencyjny w kalkulacji debetu.

108

Przykładowa tabela 6.1 pokazuje, jak mogą wyglądać kalkulacje na użytek typowej analizy równoważności siedlisk (HEA). Kalkulacje dotyczące analizy równoważności zasobów (REA) nie zostały przedstawione, ponieważ są one bardzo zbieżne z kalkulacjami HEA. Szczegółowe informacje dotyczące kontekstu danych z tabeli znajdują się w ramce 6.1. Tabela 6.1. Przykład kalkulacji kredytów jednostkowych przy użyciu miernika niepieniężnego

Rok Jednostka,

liczba hektarów

Stopień korzyści, procentowy przyrost gatunków

na stanowisku

Współczynnik wartości bieżąceja

Kredyt jednostkowyb, zdyskontowane

usługohektarolata (DSHaYs)

(a) (b) (c) (d) = (a) × (b) × (c) 2014 1 10 0.94 0.09 2015 1 20 0.92 0.18 2016 1 30 0.89 0.27 2017 1 40 0.86 0.35 2018 1 50 0.84 0.42 2014 50% 0.81 0.41 2015 50% 0.79 0.39

.

. .

. . .

.

. 2065 1 50 0.21 0.10 2066 1 50 0.20 0.10 2067 1 50 0.20 0.10 2068 1 50 0.19 0.10

Kredyt na hektar obszaru objętego działaniami zaradczymi 12.08 a. Współczynnik wartości bieżącej = 1/(1 + stopa dyskontowa)(rok – rok referencyjny), gdzie stopa dyskontowa = 3%, a rok

referencyjny = 2012. b. Kredyt jednostkowy oblicza się, mnożąc korzyści w odniesieniu do usług (w %) przez współczynnik wartości

bieżącej dla każdej jednostki i dla każdego roku projektu. 6.1.2 Kredyty jednostkowe: podejście koncepcyjne dotyczące miernika pieniężnego Jeśli podstawowym elementem jest wartość użytkowa, w ramach podejścia równoważności wartości dla określenia skali można stosować kredyt jednostkowy. Niektóre dane są oczywiście takie same jak w przypadku kalkulacji debetu (np. miernik pieniężny mierzący zmiany, stopa dyskontowa i rok referencyjny), podczas gdy inne dane są w założeniu bardzo podobne (np. jednostki korzyści w odniesieniu do użytkowania przez ludzi są w kalkulacji kredytów analogiczne do jednostek straty w odniesieniu do użytkowania przez ludzi w kalkulacji debetów). Jednak zasadnicza różnica polega na włączeniu założenia „stopnia przyrostu wartości ekonomicznej”. W przypadku miernika pieniężnego to ostateczne założenie po stronie kredytów jest niezbędne, ponieważ przekłada korzyści w dziedzinie zasobów na sumę pieniędzy (wartość) związaną z tą zmianą. Dane wykorzystywane w tym wzorze obejmują: • Rok rozpoczęcia. Jak wyżej. • Rok zakończenia. Jak wyżej.

109

• Jedna jednostka. Stanowi jednostkę środków zaradczych, którą można skalować – czyli dostosować w taki sposób, by zrównoważyć powstałe szkody. Zazwyczaj jest to jednostka użytkowania przez człowieka (np. wyprawa na ryby, rejs łódką, piknik na plaży).

• Stopień korzyści w odniesieniu do użytkowania przez ludzi. Wynikająca z projektu środków zaradczych poprawa w zakresie użytkowania danego zasobu naturalnego przez ludzi. Przykładowo: jeśli zasadnicze użytkowanie przez człowieka polega na łowieniu ryb, wówczas stopień korzyści może odnosić się do zwiększenia liczby (lub wielkości) ryb złowionych w danym jeziorze po przeprowadzeniu projektu środków zaradczych (np. po poprawie siedliska).

• Stopień przyrostu wartości ekonomicznej. Wynikające z projektu środków zaradczych zwiększenie wartości w zakresie użytkowania danego zasobu naturalnego przez ludzi. Przekłada ono stopień korzyści w odniesieniu do użytkowania przez ludzi na korzyść ekonomiczną (mierzoną wybranym miernikiem pieniężnym). Jeśli zasadnicze użytkowanie przez człowieka polega na łowieniu ryb, wówczas może się to odnosić do większej wartości, jaką rybacy przypisują wyprawie na ryby w dane miejsce po przeprowadzeniu projektu środków zaradczych.

• Mnożnik wartości bieżącej. Jak wyżej. Dodatkowe założenia, których wprawdzie nie wymieniono powyżej, niemniej są one istotnymi danymi w tych obliczeniach: • Miernik. Miernik (niepieniężny) stosowany do mierzenia korzyści musi być identyczny jak ten, którym mierzy się

całkowity debet (zob. rozdział 4, zawierający przegląd wybranych mierników). • Warunki początkowe. Jak wyżej. • Rok referencyjny. Jak wyżej.

6.2 Określenie skali środków zaradczych Skalę działań zaradczych dobiera się w taki sposób, by ich korzyści (kredyty) równały się szkodzie (debetowi) spowodowanej przez zdarzenie. Celem jest określenie niezbędnej liczby środków zaradczych przy pomocy albo miernika niepieniężnego (w przypadku HEA i REA), albo miernika pieniężnego (w przypadku analizy równoważności wartości – VEA) . Dane potrzebne do oszacowania skali to: całkowity debet i jednostkowe kredyty. W przypadku VEA, analizie opartej na równoważności wartości i kosztów, jedyną daną jest całkowity debet. Poniżej opisano proces określania skali środków zaradczych dla każdego typu analizy równoważności. Określanie skali środków zaradczych jest proste. Szkodę (koszty) i środki zaradcze (korzyści) należy zmierzyć przy pomocy tego samego miernika (np. usług siedliska, jednostek zasobów lub wartości pieniężnej). Środki zaradcze mierzy się wybranym miernikiem jednostkowym. Tym samym, dzieląc sumę kosztów przez korzyści w jednostkach, zredukuje się jednostkę miary. Poniżej przedstawiono przykłady:

Skala środków zaradczych

= całkowity debet ÷ jednostkowa korzyść ze środków zaradczych

= liczba jednostek środków zaradczych, które należy podjąć W przypadku miernika pieniężnego, przy zastosowaniu podejścia równoważności wartości, liczba jednostek działań zaradczych, które należy podjąć, stanowiłaby wartość związaną ze zwiększeniem użytkowania przez człowieka (np.

110

liczby dni użytkowania)25 wynikającym z projektu środków zaradczych (należy pamiętać, że projekt środków zaradczych musi zrównoważyć wartość szkód). Dlatego właściwy organ lub odpowiedzialny podmiot gospodarczy będzie musiał przeprowadzić wystarczające działania zaradcze, aby zapewnić, że wartość korzyści będzie równa wartości straty. Ramka 6.2. Przykład: określanie skali środków zaradczych za pomocą miernika niepieniężnego W prostym przykładzie w rozdziale 4 założono, że 100 hektarów ziemi doznało uszczerbku, co doprowadziło do utraty usług siedlisk. Całkowity debet oszacowano na 319,5 zdyskontowanych usługohektarolat (DSHaYs) (rozdz. 4.9). W tabeli 6.1 założono, że poprawę usług siedliska mógłby przynieść projekt środków zaradczych w niedalekiej lokalizacji. Ekolodzy i biolodzy wskazali, na czym polega poprawa siedliska (kredyty). Celem jest więc oszacowanie kredytów jednostkowych i określenie na tej podstawie skali działań zaradczych. Poniżej przedstawiliśmy hipotetyczne założenia dla naszego przykładu zgodnie z opisanymi danymi. • Rok rozpoczęcia. Zakładamy, że pierwsze korzyści z działań zaradczych pojawiają się w 2014 r. • Rok zakończenia. Zakładamy, że korzyści przestaną występować w 2068 r. • Jednostka. Określamy skalę hektarów usług siedliska (jednostka = hektar). • Stopień korzyści. Na podstawie wybranego miernika i warunków początkowych wyliczamy wynikające z projektu

środków zaradczych korzyści w zakresie usług siedliska: zakładamy 50-procentowy wzrost liczby gatunków w porównaniu z warunkami początkowymi. Zakładamy, że korzyści te będą wzrastały stopniowo w ciągu pierwszych pięciu lat – od 2014 do 2018 r. – i następnie przez 50 lat ten 50-procentowy przyrost będzie się utrzymywał (po tym okresie przyrost liczby gatunków będzie maleć, by powrócić do poziomu warunków początkowych).

• Mnożnik wartości bieżącej. Zakładamy 3-procentową stopę dyskontową. • Miernik. Miernik niepieniężny – ten sam, który stosowano w kalkulacji debetu: hektary usług siedliska, określone

liczbowo w postaci liczby gatunków na danym stanowisku. • Warunki początkowe. Zakładamy, że warunki początkowe są takie same jak te zdefiniowane w kalkulacji debetu.

Oznacza to, że stopień korzyści odnosi się do tych warunków. • Rok referencyjny. Za rok referencyjny na użytek tej analizy przyjmujemy rok 2012 (tak samo jak w kalkulacji

debetu), co oznacza, że w tym roku mnożnik wartości bieżącej równa się 1. W tabeli 6.1 pokazano, jak oblicza się kredyty jednostkowe przypadające na 1 hektar obszaru, który zapewniałby usługi siedliska przez kolejne 55 lat. Kredyt jednostkowy to po prostu stopień korzyści pomnożony przez współczynnik wartości bieżącej (razy 1 jednostka). Wartości z kolejnych lat należy zsumować, aby otrzymać całkowitą wartość kredytów jednostkowych z całego okresu trwania projektu środków zaradczych26. Zatem mierzony w wartości bieżącej (2012) przyrost w usługach siedliska (powyżej warunków początkowych) dzięki projektowi środków zaradczych wynosi 12,08 zdyskontowanych usługohektarolat przypadających na hektar obszaru objętego działaniami zaradczymi. Tym samym całkowita korzyść dla środowiska wynikająca z tego proponowanego projektu środków zaradczych w ujęciu jednostkowym (czyli na 1 hektar) wynosi 12,08 zdyskontowanych usługohektarolat. 25 W zależności od zasobu liczba dni użytkowania może oznaczać albo liczbę wypraw nad rzekę na łowienie ryb, albo liczbę dni rejsów na jeziorze, albo pikników na plaży. Potwierdzenie wartości nie jest ograniczone tylko do użytkowania rekreacyjnego. Zależnie od rodzaju szkód, możliwe są także inne jednostki: wpływ na zdrowie, wartość upraw itp.

111

Aby określić skalę środków zaradczych, całkowity debet trzeba podzielić przez kredyty jednostkowe. A więc dla zrównoważenia całkowitych strat równych 319,5 zdyskontowanych usługohektarolat za pomocą tego przykładowego projektu, trzeba objąć działaniami zaradczymi obszar 26,5 hektara.

Skala środków zaradczych

= 319,5 zdyskontowanych usługohektarolat ÷ 12,08 zdyskontowanych usługohektarolat na (1) hektar

= 319,5 zdyskontowanych usługohektarolat × na (1) hektar / 12,08 zdyskontowanych usługohektarolat

= 26,5 hektarów (jednostek) środków zaradczych, które należy podjąć Zatem liczba hektarolat, które należy zapewnić, czyli liczba hektarów, które mają być objęte działaniami zaradczymi w tym roku i przez okres kolejnych 55 lat – co zrekompensuje całość powstałych strat siedliska – wynosi około 26,5 hektara. Poniżej pokazano, jak w tym wyliczeniu zredukować jednostki miary, przez co otrzymamy całkowitą liczbę hektarów, które należy objąć działaniami zaradczymi. Ramka 6.3. Przykład: proste określenie skali działań zaradczych przy użyciu miernika pieniężnego W prostym przykładzie obrazującym analizę równoważności wartości w rozdz. 4.9 założono, że popularny obszar połowowy został zanieczyszczony przez uwolnienie substancji chemicznych, co doprowadziło do utraty 600 wypraw połowowych i do obniżenia jakości doznań tych stu wypraw połowowych, które wciąż jeszcze podejmuje się na tym obszarze. W oparciu o te założenia obliczono, że całkowity debet będzie równał się 18 937 EUR zdyskontowanej utraty wartości (discounted loss value – DLV). Przy podejściu opartym na równoważności wartości i kosztów określanie skali wygląda następująco: właściwy organ pobiera od odpowiedzialnego podmiotu gospodarczego kwotę 18 937 EUR i środki te przeznacza na wdrożenie kompensacyjnych działań zaradczych. Działania te mogą obejmować odbudowę stad ryb, poprawę dostępu mieszkańców do obszarów połowowych lub poprawę siedliska, by zapewnić lepsze doznania podczas wypraw na ryby (np. wyższy poziom połowu). Co ważne, skalę całości działań zaradczych należy określić w taki sposób, by całkowity koszt nie przekroczył 18 937 EUR. Innymi słowy, poprzez przyjęcie w ramach równoważności wartości i kosztów, że koszt działań zaradczych jest równy całkowitemu debetowi, zapewnia się równowartość pomiędzy powstałym debetem a kredytem. Przy zastosowaniu podejścia opartego na równoważności wartości określanie skali działań zaradczych będzie przebiegać inaczej. Także w tym przypadku właściwy organ pobiera środki finansowe, które przeznaczy na wdrożenie tego samego typu działań zaradczych (np. na odbudowę stad ryb, poprawę dostępu mieszkańców do obszarów połowowych lub na poprawę siedliska by zwiększyć poziom połowu), jednak określanie skali kwoty środków finansowych na te działania zaradcze będzie opierać się na wartości, jaką rybacy przypisują proponowanemu projektowi środków zaradczych, a nie na wartości zaistniałej szkody. Innymi słowy, w ramach równoważności wartości równowartość debetów i kredytów zapewnia się poprzez przyjęcie, że suma działań zaradczych powinna opierać się na przyroście wartości wynikającym z projektu środków zaradczych.

26 Gdyby korzyści występowały bez końca, po około 100 latach współczynnik wartości bieżącej wynosiłby mniej niż 0,01. Praktycznie oznacza to więc, że korzyści występujące za 100 lat i później są równe zeru. Zatem nawet dla projektów środków zaradczych o korzyściach nieograniczonych w czasie możemy przyjąć skończony kredyt jednostkowy.

112

6.3 Oszacowanie kosztów wariantów środków zaradczych Dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko nakłada na właściwe organy obowiązek odzyskania od odpowiedzialnego podmiotu gospodarczego środków finansowych na pokrycie następujących rodzajów kosztów: • kosztów dokonania oceny szkody w środowisku lub bezpośredniego zagrożenia taką szkodą oraz koszty

możliwych wariantów działań zaradczych; • kosztów administracyjnych, prawnych i egzekucyjnych; • kosztów gromadzenia danych, innych kosztów ogólnych oraz kosztów monitorowania i nadzoru; • kosztów środków zaradczych. Ta część poświęcona jest kosztom projektu środków zaradczych, ponieważ aspekt ten odgrywa istotną rolę w porównywaniu różnych wariantów działań zaradczych. 6.3.1 Elementy składowe kosztów środków zaradczych Koszty środków zaradczych mogą obejmować: • opracowanie projektu (w tym koszty planów technicznych i naukowych, koszty uzyskania zezwoleń, koszty badań

i inne koszty związane z opracowaniem projektu); • wdrażanie projektu; • zarządzanie projektem; • działania operacyjne i utrzymywanie projektu; • monitorowanie i sprawozdawczość; • nadzór ze strony właściwego organu. Koszty projektu środków zaradczych zależą od danego projektu, niemniej w tabeli 6.2 zamieszczono kilka ogólnych uwag dotyczących potencjalnych elementów składowych kosztów. Ma to pomóc w uniknięciu niedoszacowania bądź przeszacowania faktycznych kosztów działań zaradczych. Należy zwrócić uwagę, że w przypadku podejścia opartego na równoważności wartości i kosztów, koszt szkód jest ustalany jako kwota przeznaczona na poszczególne wymienione powyżej elementy składowe kosztów związanych z działaniami zaradczymi. Tabela 6.2. Ważne elementy składowe kosztów przy szacowaniu kosztów działań zaradczych

Kategoria kosztów Opis Planowanie Planowanie i opracowanie projektu środków zaradczych. Obejmuje to także wstępne badania

ekologiczne (lub ekonomiczne), by określić zakres szkód (bądź utraty wartości lub dobrobytu) oraz badania ekologiczne (lub ekonomiczne), by oszacować lub ocenić dane ekologiczne po zanieczyszczeniu (bądź utratę wartości lub dobrobytu). Tę część składową kosztów można podzielić na: • wstępne opracowanie, badania i przygotowanie planu, co obejmuje te aspekty, które są

niezbędne przed przygotowaniem ostatecznego wykonalnego planu działań zaradczych;. należy w to włączyć także koszty analizy równoważności zasobów;

• przygotowanie ostatecznego planu, co obejmuje przygotowanie ostatecznego planu działań zaradczych, uwzględniającego w razie potrzeby wszelkie akcje informacyjne i konsultacje

113

publiczne, rysunki projektowe, modele techniczne, wyniki badań, harmonogramy mobilizacji oraz inne wymagane elementy planu

Uzyskanie zezwoleń Uzyskanie wszelkiego niezbędnego dostępu zgodnego z prawem, wypełnienie wymogów w zakresie zezwoleń oraz innych tego typu wymogów, które będą niezbędne dla przeprowadzenia prac naprawczych

Zakup gruntów Koszty zakupu gruntów mogą obejmować wszelkie niezbędne koszty związane z nabyciem służebności, prawa użytkowania lub innymi prawnych instrumentów koniecznych dla wdrożenia działań zaradczych i dalszych działań, koszty związane z monitorowaniem lub działaniami w zakresie zarządzania adaptacyjnego

Wdrożenie Koszty wdrożenia obejmują zasadnicze elementy wdrażania działań zaradczych, w tym koszty siły roboczej, materiałów, transportu, rozwoju infrastruktury, zarządzania stanowiskiem i jego nadzoru oraz koszty dostaw koniecznych w trakcie procesu wdrażania

Działania operacyjne i utrzymywanie projektu

Koszty operacyjne i koszty utrzymania projektu obejmują wszystkie koszty ponoszone w związku z działaniem projektu i z jego zarządzaniem, w tym niezbędne koszty siły roboczej, koszty sprzętu, materiałów oraz dostaw potrzebnych dla funkcjonowania projektu. Często ten element składowy jest przedstawiany jako roczny koszt związany z prowadzeniem wdrożonego działania lub z jego utrzymaniem (np. coroczne usuwanie osadów z wybudowanych kanałów odwadniających)

Nadzór Koszty nadzoru obejmują wszelkie koszty związane z niezbędnym nadzorowaniem projektów środków zaradczych przez właściwe organy.Ten element składowy kosztów najprawdopodobniej będzie zawierał koszty pracy oraz ogólne koszty administracyjne; te ostatnie stanowią dodatkowy koszt (oprócz kosztów pracy), który należy zaliczyć do wydatków bieżących związanych z funkcjonowaniem organizacji (czynsz, łączność, infrastruktura, zezwolenia, ubezpieczenie itp.)

Monitorowanie i sprawozdawczość

Monitorowanie i sprawozdawczość obejmują wszystkie niezbędne koszty związane z monitorowaniem i składaniem sprawozdań, w tym koszty pracy, materiałów, dostaw i rozpowszechniania informacji

Ryzyko niepowodzenia

Element składowy kosztów związany z ryzykiem niepowodzenia obejmuje wszystkie niezbędne i właściwe koszty ryzyka, które odnoszą się do niepewności, jeśli chodzi o wykonanie projektu środków zaradczych. Celem jest wliczenie nieoczekiwanych lub przypadkowych zdarzeń (np. niesprzyjająca pogoda), które mogą sprawić, że faktyczne koszty okażą się wyższe, niż planowano. Często ten element składowy kosztów ujmuje się w postaci standardowego procentu, który następnie jest dodawany do najkorzystniejszego kosztorysu (np. wszystkie wymienione wyżej koszty). Zwykle zakłada się dodatkowe 20–40% ogółu szacowanych kosztów jako koszty związane z ryzykiem niepowodzenia

6.3.2 Szacowanie kosztów działań zaradczych Szacowanie kosztów wymaga od podmiotów zarządzających projektem dużej uważności, tak by uwzględniły one wszystkie kategorie kosztów. Bardzo ważne jest, by naukowcy i inżynierowie odpowiedzialni za opracowanie projektu uczestniczyli w tych szacunkach albo przynajmniej je zweryfikowali. Zazwyczaj informacje o kosztach można uzyskać poprzez: • opracowanie kosztów działań zaradczych związanych z konkretnym stanowiskiem; • uzyskanie informacji o reprezentatywnych kosztach podobnych projektów (z uwzględnieniem ewentualnych

różnic związanych z położeniem stanowiska, lokalnymi czynnikami ekonomicznymi, podobieństwa zasobów lub projektów);

• inne tego typu czynniki, które mogą wpłynąć na zmianę kosztów projektu, oraz poprzez dyskusje z ekspertami w zakresie projektowania ekologicznych działań zaradczych i inżynierii ekologicznej.

http://pl.wikipedia.org/wiki/Wydatek

114

Tabela 6.3 przedstawia kilka przykładów kosztów działań zaradczych. Koszty tworzenia siedliska oszacowano dla kilku różnych typów siedlisk w ramach planu działań Zjednoczonego Królestwa na rzecz różnorodności biologicznej. Opracowano je na podstawie analizy przypadków i wywiadów z krajowymi specjalistami. Dla wybranych siedlisk zsumowano koszty zarządzania siedliskiem, odtwarzania i tworzenia siedliska. Poziom kosztów jest różny: od 15 tys. funtów na hektar za inwestycję polegającą na tworzeniu słonych bagien (głównie na zakup gruntów) do raptem 350 funtów na hektar za tworzenie wrzosowisk nizinnych (oraz dodatkowo rocznie 450 funtów na hektar na koszty związane z zarządzaniem) (GHK, 2006)27. Trzeba zauważyć, że w dokumencie tym nie omówiono szczegółowo niepewności w elementach składowych kosztów danego roszczenia. Niemniej w części 4.2.3 dokumentu technicznego NOAA 99-1 (1999 r.)28 przedstawiono typowe podejście polegające na dodaniu zryczałtowanych kosztów ryzyka do kosztów związanych z monitorowaniem i nadzorem. Także w analizie Diekmanna i Feathermana z 1998 r.29 rozważa się możliwe metody oceny niepewności kosztów. 6.3.3 Analiza nieproporcjonalnych kosztów W załączniku II do dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko, w pkt 1.3.3 lit. b) stwierdza się, że bez względu na zasady określone w pkt 1.3.2. oraz zgodnie z art. 7 ust. 3 tejże dyrektywy, właściwe organy są uprawnione do podjęcia decyzji o zaniechaniu podejmowania dalszych środków zaradczych, jeśli „koszty środków zaradczych, które powinny zostać podjęte, aby osiągnąć warunki początkowe lub na zbliżonym poziomie, byłyby nieproporcjonalne do korzyści osiągniętych w środowisku naturalnym”. Podobna zasada co do wyjątków jest zawarta w art. 4 dyrektywy wodnej, jednak istotna różnica polega na tym, że w dyrektywie wodnej nie określono, że to korzyści dla środowiska naturalnego mają służyć jako punkt odniesienia. W przypadku obu dyrektyw praktyczna interpretacja pojęcia nieproporcjonalnych kosztów jest dyskusyjna: w stosunku do czego koszty można uznać za nadmierne? jak należy mierzyć nieproporcjonalność? jaki jest pułap nieproporcjonalności? Poniżej przedstawiono koncepcję nieproporcjonalności i zilustrowano ją przykładem prac związanych z dyrektywą wodną. Warto jednak zauważyć, że te same kwestie zasadniczo dotyczą także dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko. Dwa najistotniejsze kryteria oceny nieproporcjonalności to: • Nieproporcjonalność kosztów w stosunku do korzyści: W tym przypadku za nieproporcjonalne uważa się takie

koszty, które przekraczają wyrażone w wartościach pieniężnych korzyści osiągnięcia „dobrego stanu” np. jednolitej części wód (lub ewentualnie koszty, które przekraczają korzyści o określony margines bezpieczeństwa). Zatem ocena nieproporcjonalnych kosztów w celu umotywowania wyjątku nie powinna być traktowana jako test ex post analizy kosztów i korzyści w odniesieniu do celów dyrektywy wodnej.

• Rozłożenie kosztów na różne podmioty i ich zdolność do poniesienia tych kosztów: W tym przypadku koszty są nieproporcjonalne, jeśli stanowią niedopuszczalne obciążenie dla danego podmiotu lub grupy podmiotów. Może

27 GHK, UK Biodiversity Action Plan: Preparing Costings for Species and Habitat Action Plans, 2006. Sprawozdanie na użytek Defra i partnerów. 28 NOAA, Discounting and the Treatment of Uncertainty in Natural Resource Damage Assessment, dokument techniczny 99-1, 1999, Narodowa Administracja ds. Oceanów i Atmosfery (NOAA), USA. 29 Diekmann, J.E., Featherman, W.D., „Assessing Cost Uncertainty: Lessons from Environmental Restoration Projects”, Journal of Construction Engineering and Management, t. 124, nr 6, 1998, s. 445–451.

115

to także dotyczyć sytuacji, kiedy podział kosztów pomiędzy podmioty zdecydowanie nie odpowiada temu, w jakim stopniu poszczególne podmioty przyczyniły się do zaistniałego problemu, lub kiedy dodatkowe koszty w dużej mierze obciążają te podmioty, które już w przeszłości podjęły znaczne starania na rzecz naprawy szkód.

Otwartą kwestią pozostaje, czy konieczny jest jakiś rodzaj hierarchii pomiędzy tymi dwoma kryteriami. Pewne sugestie za wprowadzeniem takiej hierarchii pojawiły się w znaczącym dokumencie zawierającym wytyczne unijnej grupy roboczej ds. wody i ekonomii, w którym porównanie kosztów i korzyści (pod pewnymi warunkami) uznano za kryterium wystarczające, zaś zdolność podmiotów do poniesienia kosztów (którą decydenci mogą wziąć pod uwagę) za kryterium niezbędne (WATECO, 2003) Tabela 6.3 pokazuje zaczerpnięte z planów działań Zjednoczonego Królestwa na rzecz różnorodności biologicznej przykładowe koszty, które mogą być pomocne podczas szacowania niektórych kosztów działań zaradczych. Tabela 6.3. Szacunkowe koszty z planów działań Zjednoczonego Królestwa na rzecz różnorodności biologicznej (GHK, 2006) Zarządzanie

£/ha/rok Odtworzenie Utworzenie/rozszerzenie

Lasy rodzime 75 3 tys. funtów na hektar inwestycji

1,5 tys. funtów na hektar inwestycji + 200 funtów/ha/rok przez 10 lat

Wrzosowiska nizinne 200 350 funtów na hektar inwestycji

350 funtów na hektar inwestycji + 450 funtów/ha/rok

Nizinne torfowiska wysokie

150 4 975 funtów/ha + roczny koszt 150 funtów/ha/rok

815 funtów/ha inwestycji + roczny koszt 380 funtów/ha/rok

Pastwiska bagienne na terenach przybrzeżnych i równinach zalewowych

200 200 funtów/ha/rok 1 280 funtów/ha inwestycji + roczny koszt 315 funtów/ha/rok

Nizinne wapienne obszary trawiaste

200 2 063 funtów/ha inwestycji + roczny koszt

200 funtów/ha/rok

2 100 funtów/ha inwestycji + roczny koszt 280 funtów/ha/rok

Nizinne suche kwaśne obszary trawiaste

200 830 funtów/ha inwestycji + roczny koszt

200 funtów/ha/rok

920 funtów/ha inwestycji + roczny koszt 280 funtów/ha/rok

Szuwary 60 817 funtów/ha inwestycji + roczny koszt

60 funtów/ha/rok

1 361 funtów/ha inwestycji + roczny koszt 380 funtów/ha/rok

Strumienie kredowe 15 tys. funtów/km Bagna słone 51 15 tys. funtów/ha

116

7. MONITOROWANIE I SPRAWOZDAWCZOŚĆ Jest to piąty etap oceny szkód i analizy równoważności zasobów (zob. rys. 3.1). W niniejszym rozdziale opisano tworzenie ram monitorowania oraz potencjalne sposoby podejścia do sprawozdawczości. Opracowanie planów monitorowania umożliwia właściwemu organowi sprawdzenie, czy projekty dotyczące środków zaradczych zostały wdrożone zgodnie z planem i czy doprowadziły do zamierzonych korzyści w zakresie zasobów naturalnych i/lub usług. Szczegółowe plany monitorowania umożliwiają również właściwemu organowi bądź organizacjom zajmującym się wdrażaniem projektów ocenę, czy konieczne są ewentualne działania korygujące. Monitorowanie postępu i skuteczności oraz sprawozdawczość w tym zakresie powinny stanowić integralny aspekt ogólnej oceny odpowiedzialności, mimo że same w sobie nie są częścią analizy równoważności. Główne kroki w fazie monitorowania i sprawozdawczości projektu obejmują planowanie środków zaradczych oraz wdrażanie, monitorowanie i sprawozdawczość.

7.1 Sześć rodzajów monitorowania środków zaradczych Ogólnie istnieje sześć rodzajów planów monitorowania środków zaradczych (Roni, 2005)30: • monitorowanie początkowe w celu scharakteryzowania istniejących (przed odbudową zasobów) warunków

biologicznych, chemicznych czy fizycznych, które można wykorzystać albo do planowania odbudowy, albo do przyszłych porównań;

• monitorowanie stanu w celu scharakteryzowania różnych warunków biologicznych, chemicznych bądź fizycznych na danym obszarze w danym momencie;

• monitorowanie tendencji w celu określenia, w jaki sposób warunki zmieniają się w czasie;

• monitorowanie wdrażania w celu określenia, czy projekt został zrealizowany zgodnie z założeniami;

• monitorowanie skuteczności w celu określenia, czy projekt wywarł pożądany wpływ na siedliska, procesy fizyczne czy warunki powierzchniowego działu wodnego;

• monitorowanie walidujące w celu ocenienia, czy mierzone skutki dla siedlisk, procesów fizycznych bądź warunków powierzchniowego działu wodnego rzeczywiście były wynikiem podjętych działań naprawczych; monitorowanie walidujące służy więc ocenie, czy założenie istnienia związku logicznego między działaniami naprawczymi a spodziewanym rezultatem było słuszne; ze względu na to, że kategoria ta wymaga zazwyczaj intensywnych (a zatem kosztownych) próbek, ten rodzaj monitoringu proponuje się jedynie w sytuacjach, w których projekt nie osiąga wartości odniesienia, a przyczyny niepowodzenia są niejasne.

Monitorowanie pozwala również ocenić, czy strony odpowiedzialne za wdrażanie realizują zobowiązania, których podjęły się w planie działań zaradczych. Kryteria projektowania i efektywności zawarte w planach działań zaradczych mogą pomóc właściwemu organowi ocenić, czy strony przestrzegają wymogów na etapie wdrażania. Miernik wykorzystany pierwotnie do ilościowego określenia debetu i kredytu powinien nadal mieć istotną wartość w ocenie powodzenia projektu i uzyskanych korzyści. Zazwyczaj monitorowanie i sprawozdawczość stanowią zasadniczą część planów środków zaradczych. 30 Roni, P. (red.), Monitoring stream and watershed restoration, American Fisheries Society, Bethesda, Maryland, 2005.

117

Dla każdego z wybranych projektów dotyczących środków zaradczych należy opracować ramy monitorowania. Monitorowanie musi być wystarczające do ilościowej oceny korzyści ze środków zaradczych przeprowadzanej na postawie mierników oceny, które wykorzystano do opracowania planów działań zaradczych. Niemniej może ono składać się z wielu różnych rodzajów działań: • chemiczne monitorowanie środowiska (wody, powietrza, gleby, osadów) oraz bioty (np. tkanek ryb); • biologiczne monitorowanie osobników, populacji, zbiorowisk czy siedlisk; • fizyczne i hydrologiczne monitorowanie właściwości docelowych (np. poziomu przyrastania osadów, przepływów

wody itp.); • monitorowanie ukierunkowane na konkretne środki programowe czy dotyczące efektywności (np. nadziemna

biomasa roślinności nasadzonej na terenach podmokłych, stężenia zanieczyszczeń w odpływie, hektary objęte prawem służebności ze względów ochrony środowiska itp.).

Plany monitorowania należy opracować tak, aby uwzględniały całkiem spory przekrój naturalnej zmienności, w tym takie czynniki, jak sezonowa zmienność hydrografów, migracje dzikiej fauny i flory, okresy wzrostu, cykle pływów i potencjalne wykorzystywanie przez ludzi. Powinny one opierać się na statystykach i odpowiednio uwzględniać niezbędną zdolność do odnotowania zmiany zmiennych środowiskowych. W końcu, wszelkie rodzaje monitorowania należy prowadzić na podstawie naukowo opracowanych i zatwierdzonych planów dotyczących pobierania próbek i analiz. Trzeba pamiętać, że koszty monitorowania, a także sprawozdawczości, powinny zostać włączone do kosztów środków zaradczych.

7.2 Harmonogram działań z zakresu monitorowania Monitoring należy przeprowadzać w regularnych odstępach czasu określonych na podstawie czynników biologicznych, chemicznych, fizycznych, społecznych bądź gospodarczych istotnych dla powodzenia projektu. Należy go prowadzić przed wdrożeniem planów działań zaradczych, w trakcie ich realizacji oraz po jej zakończeniu. Opracowując ramy monitorowania, należy uwzględnić harmonogram różnych działań z zakresu monitorowania. Oto kilka przykładów ilustrujących, kiedy należy przeprowadzić konkretne działania z zakresu monitorowania związane z wdrażaniem działań zaradczych: • Monitorowanie początkowe

o Przed faktycznym wdrażaniem działań zaradczych • Monitorowanie wdrażania

o W trakcie działań zaradczych • Monitorowanie stanu

o Na początku działań zaradczych, zanim spełnione zostaną cele z zakresu opracowania i funkcjonowania • Monitorowanie tendencji

o W okresie powstawania korzyści z działań zaradczych • Monitorowanie skuteczności

o Okresowo na etapie trwania działań zaradczych • Monitorowanie walidujące

o W specjalnych punktach walidacji wskazanych w planie działań zaradczych w celu ocenienia, czy mierzone skutki dla siedlisk, procesów fizycznych bądź warunków powierzchniowego działu wodnego rzeczywiście

118

były wynikiem podjętych działań zaradczych; umożliwia to, w razie konieczności, podjęcie działań korygujących

7.3 Sprawozdawczość Sprawozdawczość dla każdego projektu nie jest wymagana w dyrektywie w sprawie odpowiedzialności za środowisko. Niemniej, ponieważ monitorowanie i sprawozdawczość to jedyne metody pozwalające właściwemu organowi dowieść, iż chroni on publiczne zasoby naturalne, składanie sprawozdań z wyników monitorowania i oceny ma fundamentalne znaczenie. Dlatego też władze mogą chcieć rozważyć regularne przedstawianie opinii publicznej w przystępnym formacie sprawozdań na temat oceny szkód. Plany monitorowania powinny również przewidywać sprawozdawczość po zakończeniu monitorowania. Sprawozdawczość ma fundamentalne znaczenie dla: • przekazywania zainteresowanym grupom przykładów powodzenia (i porażek) planów działań zaradczych; • informowania zainteresowanych grup o niezbędnych zmianach w formacie monitorowania lub przewidywanych

współczynnikach regeneracji; • informowania zainteresowanych grup o potencjalnych zagrożeniach dla zdrowia ludzkiego (lub ich braku); • wnoszenia wkładu w wiedzę naukową na temat skuteczności środków zaradczych i współczynników regeneracji. Sprawozdania muszą zawierać, nawet jeśli nie zostały udostępnione społeczeństwu, opis projektu, jego cele, przewidywaną krzywą przebiegu regeneracji i korzyści, dane zgromadzone podczas monitorowania oraz ich streszczenie i interpretację. Trzeba też opisać wszelkich podjęte lub planowane działania korygujące, stopień przywrócenia zasobów i/lub usług do warunków początkowych i przewidywaną krzywą przebiegu regeneracji. Ramka 7.1. Ramy monitorowania po wprowadzeniu środków zaradczych Monitorowanie po wprowadzeniu środków zaradczych jest kluczowym etapem procesu zaradzania szkodom. Skuteczny plan monitorowania w tej dziedzinie pomoże: • określić problemy, które można skorygować, • określić ilościowo korzyści; • dostarczyć informacji na temat korzyści płynących z działań zaradczych, które to informacje można przekazać

decydentom politycznym i społeczeństwu. Przed opracowaniem planu monitorowania na czas po wprowadzeniu środków zaradczych trzeba określić koncepcyjny model projektu. Model ten powinien jasno przedstawiać działania zaradcze, oczekiwane wyniki pośrednie oraz ścieżkę/proces, dzięki którym wyniki te doprowadzą do pożądanych rezultatów długoterminowych. Skuteczne ramy monitorowania wykorzystują ten model koncepcyjny w celu udostępniania ważnych informacji na każdym etapie działań zaradczych. W idealnej sytuacji ramy te będą obejmować zarówno monitorowanie przed wdrożeniem, aby określić warunki wyjściowe, jak i stanowiska referencyjne, które będą monitorowane równocześnie z miejscem realizacji projektu. Ponieważ warunki początkowe mogą ulec zmianie z upływem czasu (np. susza może

119

spowodować spadek populacji ryb w regionie), monitorowanie zmian zachodzących na przestrzeni czasu w warunkach referencyjnych pozwala dokonać odpowiednich dostosowań warunków początkowych. Dla każdego etapu ram monitorowania należy opracować plan, w którym wyszczególnione zostaną następujące elementy: podmioty odpowiedzialne za monitorowanie; podmioty, którym należy przedkładać sprawozdania; cel danego etapu monitorowania; działania z zakresu monitorowania, które należy podjąć; miejsce, w którym przeprowadzane będzie monitorowanie, i moment jego przeprowadzania oraz wszelkie poziomy odniesienia, które dadzą początek działaniom korygującym. Przegląd etapów monitorowania Etap 1: Monitorowanie miejsca realizacji projektu i odpowiednich miejsc odniesienia w celu określenia warunków istniejących przed wdrażaniem. Etap 2: Monitorowanie realizowanych działań w celu określenia, czy wdrożenie zakończyło się powodzeniem. Wyniki te powinny doprowadzić w razie konieczności do podjęcia działań korygujących wdrażanie. Etap 3: Monitorowanie miejsca realizacji projektu i miejsc odniesienia w krótkim przedziale czasowym (często od roku do pięciu lat) w celu określenia, czy wdrażanie doprowadziło do osiągnięcia zamierzonych wyników pośrednich. Wyniki te powinny doprowadzić w razie konieczności do podjęcia działań korygujących. Etap 4: Monitorowanie wyników projektu i miejsc odniesienia w długiej perspektywie (często od 3 do ponad 10 lat) w celu ilościowego określenia wyników projektu w porównaniu z warunkami początkowymi. Warunki początkowe należy dostosować do czasowych zmian, opierając się na podobnych zmianach w miejscach odniesienia. Ramka 7.2. Przerwanie zapory składowiska odpadów przeróbczych w dolinie X: monitorowanie/sprawozdawczość Przeprowadzono coroczne monitorowanie w celu oceny efektywności podstawowych i uzupełniających działań zaradczych. Monitorowanie podstawowych działań zaradczych koncentrowało się na regeneracji pokrywy roślinnej na uszkodzonych terenach podmokłych. Na okres 10 lat zaplanowano coroczne sezonowe pobieranie próbek. Monitorowanie uzupełniających działań zaradczych koncentrowało się na: • liczebności pstrąga potokowego, • jakości wody, • jakości osadów. W okresie 10-letnim na obszarach uszkodzonych i zregenerowanych odbywało się coroczne monitorowanie pstrąga potokowego poprzez połowy przy użyciu prądu elektrycznego. W kluczowych miejscach na odcinkach rzeki, które zostały uszkodzone, pobierano próbki jakości wody (wiosną i jesienią), aby zapewnić regenerację w okresie 5-letnim, chyba że warunki wskazywały inaczej. W tych samych miejscach co próbki jakości wody pobierano (tylko jesienią) próbki osadu, aby zapewnić regenerację w okresie 5-letnim, chyba że warunki wskazywały inaczej. Przez 10 lat w odniesieniu do terenów podmokłych objętych podstawowymi środkami zaradczymi prowadzono monitorowanie kryteriów efektywności i odtwarzania roślinności. Wszystkie koszty administracyjne i koszty monitorowania zostały uwzględnione w ogólnych kosztach oceny szkód.

120

8. AKRONIMY I SKRÓTY DSHaYs Zdyskontowane usługohektarolata ELD Dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko GMO Organizmy zmodyfikowane genetycznie HD Dyrektywa siedliskowa HEA Analiza równoważności siedlisk IPPC Zintegrowane zapobieganie zanieczyszczeniom i ich kontrola (dyrektywa) KE Komisja Europejska OOŚ Ocena oddziaływania na środowisko (dyrektywa) OSO Obszar specjalnej ochrony REA Analiza równoważności zasobów RWD Ramowa dyrektywa wodna SCI Obszar o szczególnym znaczeniu dla ochrony przyrody SOO Specjalny obszar ochrony – obszar chroniony na podstawie przepisów dyrektywy

siedliskowej w celu zachowania siedlisk i gatunków SSSI Tereny wyróżniające się szczególnymi wartościami naukowymi – obszary dziedzictwa

przyrodniczego w postaci siedlisk naturalnych, cech geologicznych i form ukształtowania terenu

UE Unia Europejska VEA Analiza równoważności wartości WBD Dyrektywa ptasia WTA Gotowość do przyjęcia rekompensaty (satysfakcjonująca rekompensata) WTP Gotowość do zapłaty

121

9. GLOSARIUSZ Instrument prawa administracyjnego

Egzekwowany przez organy publiczne, które muszą zagwarantować zapobieganie i zaradzanie szkodom (działają w interesie środowiska)

Bezpośrednie zagrożenie wystąpieniem szkody

Bezpośrednie zagrożenie wystąpieniem szkody oznacza wystarczająco wysokie prawdopodobieństwo wyrządzenia szkód środowisku naturalnemu w niedalekiej przyszłości (art. 2 dyrektywy). Pojęcia „wystarczająco wysokie prawdopodobieństwo” oraz „niedaleka przyszłość” interpretuje się zależnie od przypadku

Gotowość do przyjęcia rekompensaty (satysfakcjonująca rekompensata)

Kwota pieniężna, jaką określone osoby gotowe są przyjąć w ramach rekompensaty za tolerowanie pewnej szkody (uszczerbku w jakości stanu środowiska i/lub ilości zasobu naturalnego) bądź w oczekiwaniu na poprawę

Gotowość do zapłaty Kwota pieniężna, jaką określone osoby gotowe są zapłacić za zapobieżenie stracie (utracie jakości stanu środowiska i/lub ilości zasobu naturalnego) bądź z myślą o zapewnieniu poprawy

Jednolita część wód Termin ten odnosi się do części wód powierzchniowych lub podziemnych w rozumieniu art. 5 i załącznika II ramowej dyrektywy wodnej

Kompensacyjne środki zaradcze

Działania zaradcze podejmowane na stanowisku, które doznało uszczerbku, lub poza nim, za pomocą takich samych lub równoważnych zasobów naturalnych lub usług jak te, które doznały uszczerbku, w celu zrekompensowania strat przejściowych (nie ma zastosowania w wypadku szkód dotyczących powierzchni ziemi)

Ocena ryzyka Oszacowanie ryzyka wyliczone na postawie skali potencjalnego zagrożenia i prawdopodobieństwa jego zaistnienia

Odpowiedzialność na zasadzie ryzyka

Działalność uregulowana jako potencjalnie niebezpieczna na podstawie innych przepisów unijnych dotyczących środowiska (rodzaje działalności wymienione w załączniku III do dyrektywy). Aby podmiot gospodarczy mógł zostać pociągnięty do odpowiedzialności za szkody objęte zakresem stosowania dyrektywy, nie jest konieczne ustalenie winy. Podmioty gospodarcze prowadzące działalność, której rodzaje wymieniono w załączniku III do dyrektywy, ponoszą odpowiedzialność na zasadzie ryzyka w odniesieniu do wszystkich trzech rodzajów szkód, a mianowicie szkód wyrządzonych gatunkom chronionym i siedliskom przyrodniczym, szkód w wodach oraz szkód dotyczących powierzchni ziemi

Odpowiedzialność na zasadzie winy

Podmioty gospodarcze nieprowadzące działalności na podstawie przepisów, o których mowa w załączniku III dyrektywy, mogą ponosić odpowiedzialność wyłącznie za szkody wyrządzone w odniesieniu do gatunków chronionych i siedlisk przyrodniczych, nie zaś za inne rodzaje szkód, o których mowa w dyrektywie (oczywiście pod warunkiem że spełnione zostaną wszystkie wymogi wymienione w dyrektywie). Aby podmiot gospodarczy mógł zostać pociągnięty do odpowiedzialności, konieczne jest ustalenie winy lub udowodnienie zaniedbania

Odszkodowanie karne Nawiązka, która ma „wyedukować” oskarżonego lub inne podmioty bądź zapobiec podejmowaniu działań podobnych do tego, które było powodem pozwu

122

Podmiot gospodarczy Osoba fizyczna lub prawna, prywatna lub publiczna, która prowadzi lub nadzoruje działalność. Do takich podmiotów zaliczać się mogą posiadacze uprawnień lub zezwolenia na prowadzenie takiej działalności lub osoby, które rejestrują lub zgłaszają taką działalność (zależnie od krajowych przepisów transponujących dyrektywę)

Podstawowe środki zaradcze

Działania zaradcze mające na celu przywrócenie zasobów naturalnych i/lub usług, które doznały uszczerbku, do warunków początkowych. Podstawowe środki zaradcze mogą obejmować: • natychmiastowe działania zmierzające do zakończenia zdarzenia, zminimalizowania

i ograniczenia szkody oraz zapobieżenia dalszym szkodom, a także do usunięcia szkód; działania te określane są także mianem ratowniczych środków zaradczych (art. 2 dyrektywy);

• więcej średnio- i długoterminowych działań zaradczych na stanowisku, gdzie doszło do szkody, mających na celu przywrócenie zasobów naturalnych i/lub usług, które doznały uszczerbku, do warunków początkowych (w wypadku szkód w wodach i szkód wyrządzonych środowisku przyrodniczemu)

Poważna szkoda Interpretacja szkody jako poważnej zależy od danego przypadku. Kryteria pozwalające ustalić, czy daną szkodę należy sklasyfikować jako poważną, zostały określone w załączniku I do dyrektywy, w powiązaniu z przepisami dyrektywy siedliskowej i dyrektywy ptasiej, a także w powiązaniu z przepisami ramowej dyrektywy wodnej w wypadku szkód wyrządzonych w wodach

Strata przejściowa Strata występująca w okresie od pierwotnego zdarzenia, które spowodowało szkodę, do czasu zregenerowania się zasobów naturalnych lub usług do poziomu początkowego. Jeżeli nie można przywrócić warunków początkowych (pomimo wszelkich wysiłków zaradczych), strata przejściowa staje się szkodą trwałą, co należy uwzględnić, ustalając wielkość środków zaradczych

Substancje niebezpieczne Substancje toksyczne, które stanowią największe zagrożenie dla środowiska i zdrowia ludzkiego

Usługi Funkcje spełniane przez zasoby naturalne na rzecz innych zasobów naturalnych bądź obywateli

Uzupełniające środki zaradcze

Dodatkowe działania zaradcze podejmowane poza stanowiskiem lub w odniesieniu do zasobów naturalnych lub usług, które różnią się nieco od zasobów naturalnych lub usług, które doznały uszczerbku, w celu przywrócenia uszkodzonego zasobu naturalnego lub usługi do poziomu początkowego (nie ma zastosowania w wypadku szkód dotyczących powierzchni ziemi)

Warstwa wodonośna Warstwa wodonośna to podziemny ośrodek skalny lub warstwa skały okruchowej (żwirowej, piaskowej lub mułowej) zdolne do gromadzenia i przewodzenia wody, umożliwiające jej wydobycie za pomocą studni

Warunki początkowe Ilość i jakość zasobów naturalnych lub usług, jaka by nadal występowała, gdyby nie doszło do zdarzenia (w kontekście dyrektywy)

Właściwy organ Organ, który odpowiada za wdrażanie dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko

Zanieczyszczenie Substancje w ziemi, na jej powierzchni lub pod nią, które potencjalnie mogą być szkodliwe

123

Zasada „zanieczyszczający płaci”

Zasada prawno-ekonomiczna, zgodnie z którą podmiot odpowiedzialny za powstanie zanieczyszczenia ponosi również odpowiedzialność za pokrycie kosztów szkód wyrządzonych środowisku naturalnemu. Zasada ta została zapisana w art. 191 ust. 2 TFUE

Zezwolenie Zezwolenie na działalność obiektu podlegającego regulacji, jakiego udziela organ regulacyjny pod pewnymi warunkami

124

10. ODESŁANIA DO ODPOWIEDNICH DYREKTYW I INNYCH WYTYCZNYCH Dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko – tekst oficjalny: http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2004:143:0056:0075:pl:PDF Portal internetowy Komisji Europejskiej poświęcony dyrektywie w sprawie odpowiedzialności za środowisko: http://ec.europa.eu/environment/legal/liability/index.htm Portal internetowy Komisji Europejskiej poświęcony dyrektywie siedliskowej: http://ec.europa.eu/environment/nature/legislation/habitatsdirective/index_en.htm Portal internetowy Komisji Europejskiej poświęcony dyrektywie ptasiej: http://ec.europa.eu/environment/nature/legislation/birdsdirective/index_en.htm Portal internetowy Komisji Europejskiej poświęcony ramowej dyrektywie wodnej: http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/index_en.html Komisja Europejska, sprawozdanie na temat skuteczności dyrektywy w sprawie odpowiedzialności za środowisko, Bruksela, 12.10.2010, COM (2010) 581 final: http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=COM:2010:0581:FIN:PL:PDF Milenijna ocena ekosystemów dotycząca usług ekosystemowych: http://www.unep.org/maweb/en/index.aspx The Economics of Ecosystems and Biodiversity (TEEB): http://www.teebweb.org/ WATECO, Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive (2000/60/CE) – Guidance document number 1: Economics and the Environment [Wspólna strategia wdrażania ramowej dyrektywy wodnej 2000/60/WE – Dokument zawierający wytyczne nr 1: Ekonomia i środowisko], 2003: http://www.waterframeworkdirective.wdd.moa.gov.cy/docs/GuidanceDocuments/Guidancedoc1WATECO.pdf

http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:2004:143:0056:0075:pl:PDF

http://ec.europa.eu/environment/legal/liability/index.htm

http://ec.europa.eu/environment/nature/legislation/habitatsdirective/index_en.htm

http://ec.europa.eu/environment/nature/legislation/birdsdirective/index_en.htm

http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/index_en.html

http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=COM:2010:0581:FIN:PL:PDF

http://www.unep.org/maweb/en/index.aspx

http://www.teebweb.org/

http://www.waterframeworkdirective.wdd.moa.gov.cy/docs/GuidanceDocuments/Guidancedoc1WATECO.pdf

125

11. ODESŁANIA DO WYTYCZNYCH PAŃSTW CZŁONKOWSKICH DOTYCZĄCYCH DYREKTYWY W SPRAWIE ODPOWIEDZIALNOŚCI ZA ŚRODOWISKO

Dania

The Environmental Protection Agency and the Agency for Spatial and Environmental Planning, Environmental Liability Directive Guidelines (dokument niedatowany)

Finlandia

Ministry of the Environment, Remediation of Significant Environmental Damage: manual on procedures, 2012

Francja

Commissariat général au développement durable, La loi responsabilité environnementale et ses méthodes d’équivalence – Guide méthodologique, lipiec 2012 (wersja francuska) http://www.developpement-durable.gouv.fr/IMG/pdf/Ref-LRE.pdf The Environmental Liability Law and equivalency methods, lipiec 2012 (wersja angielska) https://melanissimo.developpement-durable.gouv.fr/lecture.jsf?uuid=a68f13ea74835beaa7d4952be0c33e7f

Hiszpania

Ministry of the Environment and Rural and Marine Affairs, 20680 Royal Decree [dekret królewski] 2090/2008, of 22 December, which enacts the partial implementation regulations of the Environmental Liability Act 26/2007, of 23 October, 2008 (tłumaczenie angielskie – nieoficjalne) Istnieją też inne dokumenty zawierające wytyczne w języku hiszpańskim na temat analizy ryzyka środowiskowego i narzędzi oceny ekonomicznej; można je znaleźć na stronie http://www.magrama.gob.es/es/calidad-y-evaluacion-ambiental/temas/responsabilidad-mediambiental/

Irlandia

Environmental Protection Agency, Environmental Liability Regulations: guidance document, 2011 Niderlandy

Guidelines for Part 17.2 of the Dutch Environmental Management Act: measures in the event of environmental damage or its imminent threat, 2008 (tłumaczenie angielskie)

Portugalia

Agencia Portuguesa do Ambiante, Ministério da Agricultura, do Mar, do Ambiente e do Ordenamento do Território, Guia para a Avaliação de Ameaça Iminente e Dano Ambiental Responsabilidade Ambiental, 2011 (dostępne w języku portugalskim)

Zjednoczone Królestwo

Department for Environment, Food and Rural Affairs (Defra) [Departament Środowiska, Żywności i Spraw Wiejskich], The Environmental Damage (Prevention and Remediation) Regulations 2009,

http://www.developpement-durable.gouv.fr/IMG/pdf/Ref-LRE.pdf

https://melanissimo.developpement-durable.gouv.fr/lecture.jsf?uuid=a68f13ea74835beaa7d4952be0c33e7f

https://melanissimo.developpement-durable.gouv.fr/lecture.jsf?uuid=a68f13ea74835beaa7d4952be0c33e7f

http://www.magrama.gob.es/es/calidad-y-evaluacion-ambiental/temas/responsabilidad-mediambiental/

http://www.magrama.gob.es/es/calidad-y-evaluacion-ambiental/temas/responsabilidad-mediambiental/

126

Guidance for England and Wales (in-depth guide), 2009, http://archive.defra.gov.uk/environment/policy/liability/pdf/indepth-guide-regs09.pdf Defra and Welsh Assembly Government, The Environmental Damage Regulations, Preventing and Remedying Environmental Damage (quick guide), 2009, http://archive.defra.gov.uk/environment/policy/liability/pdf/quick-guide-regs09.pdf Department of Environment for Northern Ireland (DOENI), The Environmental Damage (Prevention and Remediation) Regulations 2009, Northern Ireland Guidance, http://www.doeni.gov.uk/eld_guidance.pdf Environment Agency, Overview of how the Environmental Damage Regulations interface with our current powers and duties, 2009 Environment Agency, What is ‘environmental damage’?, 2009 Natural England, Environmental Damage (prevention and remediation) Regulations 2009, Natural England Operating manual, 2011

http://archive.defra.gov.uk/environment/policy/liability/pdf/indepth-guide-regs09.pdf

http://archive.defra.gov.uk/environment/policy/liability/pdf/quick-guide-regs09.pdf

http://www.doeni.gov.uk/eld_guidance.pdf

127

12. PRZEPISY PAŃSTW CZŁONKOWSKICH TRANSPONUJĄCE DYREKTYWĘ W SPRAWIE ODPOWIEDZIALNOŚCI ZA ŚRODOWISKO ORAZ WYBÓR INNYCH DOKUMENTÓW URZĘDOWYCH

Austria:

o 55th Federal Act on environmental liability with regard to the prevention and remedying on environmental damage, Federalny Dziennik Ustaw Republiki Austrii, t. 2009, cz. I, opublikowano 19 czerwca 2009 r.

o Act of 29 October 2009 on environmental liability with regard to the prevention and remedying of environmental damage (Burgenland), Dziennik Urzędowy Kraju Związkowego Burgenland, nr 2/2010, opublikowano 11 stycznia 2010 r.

o 9th Act of 26 November 2009 amending the Carinthian 2002 Nature Protection Act, Dziennik Urzędowy Kraju Związkowego Karyntia, nr 4/2010

o 55th Act of 9 July 2009 amending the Carinthian IPPC Installations Act, Dziennik Urzędowy Kraju Związkowego Karyntia, nr 26/2009, opublikowano 30 września 2009 r.

o Environmental Liability Act of Lower Austria, 6200-0, nr 77/2009, 5.8.2009 o 95th Act on environmental liability with regard to the prevention and remedying of environmental

damage, 2009 o 4th Act of 5 May 2010 amending the Environmental Protection and Environmental Information Act,

Dziennik Urzędowy Kraju Związkowego Salzburg, opublikowano 30 czerwca 2010 r. o 10th Act of 17 November 2009 on environmental liability with regard to the prevention and

remedying of environmental damage, Dziennik Urzędowy Kraju Związkowego Styria, nr 6/2010, opublikowano 10 lutego 2010 r.

o 5thAct of 18 November 2009 on liability in the event of damage to protected species and natural habitats and for certain land damage, Dziennik Urzędowy Kraju Związkowego Tyrol, nr 2/2010, opublikowano 21 stycznia 2010 r.

o Act amending the IPPC Installations and Seveso II Installations Act, Dziennik Urzędowy Kraju Związkowego Vorarlberg, nr 3/2010, opublikowano 2 lutego 2010 r.

o 38th Act on environmental liability with regard to the prevention and remedying of environmental damage in Vienna, Dziennik Urzędowy Kraju Związkowego Wiedeń, rocznik 2009, nr 38, opublikowano 1 września 2009 r.

Belgia:

o Law of 25 April 2007 containing various provisions (IV), Dz.U. z 8 maja 2007 r. (poziom federalny) o Law of 15 May 2007 on civil protection, Dz.U. z 31 lipca 2007 r., 50748 (poziom federalny) o Royal Decree of 3 August 2007 concerning the prevention and remedying of environmental damage

during the placing on the market of GMOs or products containing them, Dz.U. z 20 września 2007 r., 49665 (poziom federalny)

o Royal Decree of 8 November 2007 concerning the prevention and remedying of environmental damage as a consequence of the transport by road, rail, internal waters, or in the air, Dz.U. z 9 listopada 2007 r. (poziom federalny)

128

o Royal Decree of 25 October 2007 concerning significant damage to the marine environment and the recovery of costs for preventive measures, containment measures and remedial measures, Dz.U. z 9 listopada 2007 r. (poziom federalny)

o Decree of 21 December completing the Decree of 5 April 1995 containing general provisions concerning environmental policy with a titl XV Environmental damage, with a view to transpose Directive 2004/35/EC, Dz.U. z 12 lutego 2008 r. (region Flandria)

o Decision of 9 September 2011 of the Flemish Government containing further measures regarding the request for measures and the appeal procedures in the framework of the prevention and remediation of environmental damage (region Flandria)

o Decree of 27 October 2006 on Land Management (region Flandria) o Decree of 22 November 2007 modifying the first book of the environmental code on the prevention

and remedying of environmental damage, Dz.U. z 19 grudnia 2007 r. (region Walonia) o Ordinance of 13 November 2008 on environmental liability with regard to the prevention and

remedying of environmental damage, Dz.U. z 14 listopada 2008 r. (region Bruksela) o Decision of the Government of the Brussels Capital-Region of 19 March 2009 specifying some

provisions of Ordinance of 13 November 2008 on environmental liability with regard to the prevention and remedying of environmental damage, Dz.U. z 16 kwietnia 2009 r. (region Bruksela)

o Ordinance of 5 March 2009 relating to the management and remediation of polluted land (region Bruksela)

Bułgaria:

o Act on Liability with regards to the prevention and remedying of environmental damage [Ustawa o zapobieganiu szkodom w środowisku i ich naprawie], Dziennik Urzędowy, nr 43 z 29 kwietnia 2008 r.

Cypr:

o The Environmental Liability with regards to the Prevention and Remedying of Environmental Damage Law of 2007, Law 189(I)/2007, nr 4154, 31.12.2007, Government Gazette of the Republic of Cyprus [Dziennik Urzędowy Rządu Republiki Cypryjskiej]

Dania:

o 466th Act on the investigation, prevention and remedying of environmental damage (Environmental Damage Act), Dziennik Urzędowy A, opublikowano 18 czerwca 2008 r.

o 507th Act amending the Act on environmental protection and various other Acts, Dziennik Urzędowy A, opublikowano 18 czerwca 2008 r.

o 652th Order on criteria to determine the presence of environmental damage and on requirements to remedy certain types of environmental damage, opublikowano 28 czerwca 2008 r.

o 657th Order on covering the costs of administration and supervision under the Environmental Damage Act, opublikowano 28 czerwca 2008 r.

o 789th Order on environmental damage etc to protected species or international nature conservation areas in connection with commercial fishing activities, opublikowano 25 lipca 2008 r.

o 875th Order on procedures for determining the presence of environmental damage or an imminent threat of environmental damage to protected species or international nature conservation areas in connection with the construction and expansion of ports and coastal protection measures and the

129

establishment and expansion of certain installations in Danish territorial waters, opublikowano 4 września 2008 r.

Estonia:

o Act on Environmental Liability, Elektroniczny Dziennik Urzędowy wydawany przez Riigikogu, 14 listopada 2007 r., ustawa nr 203

Finlandia:

o 383th Act on the Remedying of Certain Kinds of Damage to the Environment, Helsinki, 29 maja 2009 r.

o 713th Government Decree on remedying certain damages to the environment, opublikowano w Helsinkach 24 września 2009 r.

Francja:

o Loi n° 2008-757 du 1er août 2008 relative à la responsabilité environnementale et à diverses dispositions d’adaptation au droit communautaire dans le domaine de l’environnement, Dziennik Urzędowy Republiki Francuskiej, 2 sierpnia 2008 r., poz. 2

o Décret n° 2009-468 du 23 avril 2009 relatif à la prévention et à la réparation de certains dommages causés à l’environnement, Dziennik Urzędowy Republiki Francuskiej, 26 kwietnia 2009 r.

Grecja:

o Presidential Decree n° 148, Environmental liability with regards to the prevention and remedying of environmental damage – Transposition of Directive 2004/35/EC of the European Parliament and of the Council of 21 April 2004, Government Gazette of the Hellenic Republic (Dziennik Urzędowy Republiki Greckiej), seria I, nr 190, 29 września 2009 r.

Hiszpania:

o Ley de Responsabilidad medioambiental 26/2007 de 23 Octubre 2007 [ustawa 26/2007 z 23 października 2007 r. o odpowiedzialności za środowisko]

Irlandia:

o SI, nr 547 z 2008 r., European Communities (Environmental Liability), Regulations 2008 Litwa:

o Nr IX-147, 24.3.2005, Dziennik Urzędowy, 2005, nr 47-1558 (12.4.2005), Law amending and supplementing Articles 1, 2, 6, 7, 8, 14, 19, 26, 31, 32, 33 and 34 of and the Annex to and repealing Article 24 of the Environmental Protection Law and supplementing the law with articles 32 (1) and 32 (2)

o Nr IX-648, 8.6.2006, Dziennik Urzędowy, 2006, nr 72-2667 (28.6.2006), Law amending Articles 1, 2, 3, 12, 18, 20 and 24 of and incorporating an Annex into the Law on State Monitoring of Environmental Protection

o Nr IX-1299, 18.10.2007, Dziennik Urzędowy, 2007, nr 116-4741 (13.11.2007), Law amending Article 12, Supplementing Section IV with a fourth Section and amending the Annex of the Law on State Monitoring of Environmental Protection

http://www3.lrs.lt/cgi-bin/preps2?a=157597&b=



130

o N° IX-1510, 24.4.2008, Dziennik Urzędowy, 2008, nr 53-1954 (10.5.2008), Law amending Articles 3, 6, 7, 11, 21, 22, 23, 27, 29, 30, 36 and 37 of and the Annex to the Law on State Monitoring of Environmental Protection

Luksemburg:

o Loi du 20 avril 2009 relative à la responsabilité environnementale en ce qui concerne la prévention et la réparation des dommages environnementaux, Dziennik Urzędowy Wielkiego Księstwa Luksemburga, Recueil de Législation, A – nr 82, 27 kwietnia 2009 r., s. 968

Łotwa:

o Law on Environmental Protection, Vēstnesis [Dziennik Urzędowy], 183, 15.11.2006 o Regulation on the criteria to be used when assessing the significance of the effect of damage to

species or habitats subject to special protection measures, Vēstnesis [Dziennik Urzędowy], 54, 30.3.2007, Regulation n° 213, record n°21, section N 32

o Regulation on preventive and remedial measures and a procedure for the assessment of environmental damage and the calculation of the costs of preventive, urgent and remedial measures, Vēstnesis [Dziennik Urzędowy], 78, 16.5.2007, Regulation n° 281, Minutes n° 25, Paragraphe 31

o Amendments to the Environmental protection Law, Vēstnesis, 107, 5.7.2007 Malta:

o Environment Protection Act (CAP.435) – Development Planning Act (CAP. 356) – Prevention and Remedying of Environmental Damage Regulations, 2008, LN 121 z 2008 r.

Niderlandy:

o Act of 24 April 2008 amending the Environmental Management Act in connection with the implementation of Directive 2004/35/EC (odpowiedzialność za środowisko), Staatsblad van het Koninkrijk der Nederlanden (Dziennik Urzędowy Królestwa Niderlandów), 2008, 166

o Decree of 21 May 2008 fixing the date of entry into force of the Act of 24 April 2008 amending the Environmental Management Act in connection with the implementation of Directive 2004/35/EC (odpowiedzialność za środowisko), Staatsblad van het Koninkrijk der Nederlanden (Dziennik Urzędowy Królestwa Niderlandów), 2008, 178

Niemcy:

o Act transposing the Directive of the European Parliament and of the Council on environmental liability with regard to the prevention and remedying of environmental damage, Federalny Dziennik Urzędowy (Bundesgesetzblatt (BGBl)), Berlin, 10 maja 2007 r.

Polska:

o Ustawa z dnia 13 kwietnia 2007 r. o zapobieganiu szkodom w środowisku i ich naprawie, Dziennik Ustaw, nr 75, poz. 493, wydanie specjalne Dziennika Urzędowego UE, rozdz. 15, t. 8, s. 357

o Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 30 kwietnia 2008 r. w sprawie kryteriów oceny wystąpienia szkody w środowisku (wdrażające załącznik I do dyrektywy 2004/35/WE, wydanie specjalne Dziennika Urzędowego UE, rozdz. 15, t. 8, s. 357)

o Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 4 czerwca 2008 r. w sprawie rodzajów działań naprawczych oraz warunków i sposobu ich prowadzenia (wdrażające załącznik II do dyrektywy


131

2004/35/WE), Dziennik Ustaw, nr 103, poz. 664, wydanie specjalne Dziennika Urzędowego UE, rozdz. 15, t. 8, s. 357

Portugalia:

o Decree-Law [dekret z mocą ustawy] nr 147/2008 z 29 lipca 2008 r., Diário da República, seria I, nr 145, 29 lipca 2008 r.

Republika Czeska:

o Act of 22 April 2008 on the prevention and remedying of environmental damage and amending certain laws

o Decree January 2009 on the detection and remediation of ecological damage to land Rumunia:

o Emergency Ordinance on environmental liability with regard to preventing and remedying environmental damage, rozporządzenia rządu rumuńskiego, rumuński Dziennik Urzędowy (Monitorul Oficial al României), cz. I, nr 446 z 29 czerwca 2007 r.

Słowacja:

o Act of 21 June 2007 on the prevention and remedying of environmental damage and amendments to some acts, 2007/305

Słowenia:

o Act amending the Environment Protection Act (ZVO-1B), nr 003-02-6/2008-15, 7 lipca 2008 r. o Rules on detailed criteria for detemining environmental damage, przyjęto Ur.l. RS, nr 46/2009 o Decree on the types of measures for remedying environmental damage, przyjęto Ur.l. RS, nr 55/2009

Szwecja:

o The Swedish Environmental Code, SFS (1998:808) o Ordinance on serious environmental damage, SFS (2007:667), 17 lipca 2007 r. o Akt SFS nr 2006:703 (Administrative Procedure Act) z 1 lipca 2006 r., zmieniający akt SFS nr 1986:223

opublikowany 7 maja 1986 r. Węgry:

o Act XXIX of 2007 amending certain environmental protection acts in respect of environmental liability, Act LIII of 1995 on the general rules of environmental protection and Act LVII of 1995 on water management, Magyar Közlöny Edition, 2007/52, s. 3316–3320

o Government Decree, nr 91/2007, (IV. 26.)Korm, on establishing the extent of damage caused to the natural environment and on the rules of compensation for damage

o Government Decree, nr 90/2007, (IV. 26.) Korm, on the rules for preventing and remedying damage to the environment

Włochy:

o Provisions relating to compensatory protection against environmental damage, 14/4/2006, dodatek zwyczajny do Dziennika Urzędowego, seria ogólna, nr 88

http://www.uradni-list.si/1/objava.jsp?urlid=200946&stevilka=2276

http://www.uradni-list.si/1/objava.jsp?urlid=200955&stevilka=2705

132

Zjednoczone Królestwo: o The Environmental Damage (Prevention and Remediation) (England) Regulations 2009, 29 stycznia

2009 r., nr 153 o The Environmental Damage (Prevention and Remediation) (Wales) Regulation 2009, 11 kwietnia

2009 r., nr 995 (W. 81) o The Environmental Liability (Scotland) Regulations 2009, 23 czerwca 2009 r., nr 266 o The Environmental Liability (Prevention and Remediation) Regulations (Northern Ireland) 2009,

29 czerwca 2009 r., nr 252 o Imports and Exports (Control) (Amendment) Regulation 2008, Second Supplement to the Gibraltar

Gazette [drugi dodatek do Dziennnika Urzędowego Gibraltaru], nr 3689, 11 grudnia 2008 r., Legal Notice nr 98 z 2008 r.

133

13. BIBLIOGRAFIA TEKSTÓW PRAWNICZYCH DOTYCZĄCYCH DYREKTYWY W SPRAWIE ODPOWIEDZIALNOŚCI ZA ŚRODOWISKO

Bibliografię w większości opracowała Anne Gwenn Alexandre.

Alexandre, A.-G., Risques environnementaux. Approches juridique et assurantielle.Europe et Amérique du Nord, Bruylant, 2012.

Bergkamp, L., „The Commission’s White Paper on environmental liability: a weak case for an EC strict liability regime”, European Environmental Law Review, maj, 2000, s. 141–147.

Bergkamp, L., Liability and environment, Kluwer Law International, Haga, 2001.

Bergkamp, L., „The Commission July 2001 Working Paper on environmental liability: civil or administrative law to prevent and restore environmental harm?”, Environmental Liability, 2001, s. 207.

Bergkamp, L., „The proposed Environmental Liability Directive”, European Environmental Law Review, grudzień, 2002, s. 327–341.

Bergkamp, L., „Environmental risk spreading and insurance”, Review of European Community and International Environmental Law, t. 12, nr 3, 2003, s. 269–283.

Bergkamp, L., „Implementation of the Environmental Liability Directive in EU Member States”, ERA-Forum: scripta iuris europaei, 2005, s. 389–400.

Bergkamp, L. and Goldsmith, B.J. (red.), The EU Environmental Liability Directive, A Commentary. Oxford University Press, Oxford, 2013.

Betlem, G., „Scope and defences of the 2004 Environmental Liability Directive: Who is liable for what?”, ERA-Forum: scripta iuris europaei, 2005, s. 376–388.

Betlem, G., Brans, E., Environmental Liability in the EU: The 2004 Directive compared with US and Member State law, Cameron May, 2006.

Bocken, H., „Financial guarantees in the Environmental Liability Directive: Next time better”, European Environmental Law Review, 1, 2006, s. 13–32.

Bocken, H., „Alternative financial guarantees for environmental liabilities under the ELD”, European Energy and Environmental Law Review, 18(3), 2009, s. 146–170.

Bontems, P. & Rotillon, G., L’économie de l’environnement, seria „Repères”, La Découverte, wyd. 3, Paryż, 2007.

Bothe, M., La politique de l’environnement : de la réglementation aux instruments économiques, Centre d’études et de recherches de droit international et de relations internationales, Académie de droit international de la Haye, Martinus Nijhoff publishers, Londyn, 1994.

Bruns, E., Kieß, C., Peters, W., „Anforderungen an die Erfassung, Bewertung und Sanierung von Biodiverstitätsschäden nach dem Umweltschadensgesetz”, Natur und Recht, 2009, s. 149–159.

Cans, C. (red.), La responsabilité environnementale, prévention, imputation, réparation, materiały z kongresu, seria „Thèmes et commentaires”, Dalloz, Paryż, 2009.

Cooke, S., The law of hazardous waste, Matthew Bender & Co, Nowy Jork, 1995.

134

Crowhurst, G., „The Environmental Liability Directive: A UK Perspective”, European Environmental Law Review, t. 15, nr 10, 2006, s. 266–276.

Czybulka, D., „Die Anwendung der Umwelthaftungsrichtlinie in der Ausschließlichen Wirtschaftszone und auf dem Festlandsockel”, Natur und Recht, 2008, s. 304–311.

Dab, W., Santé et environnement, seria „Que-sais-je ?”, nr 3771, PUF, Paryż, 2007.

De Sadeleer, N., Les principes du pollueur-payeur, de prévention et de précaution, Bruylant/AUF, Bruksela, 1999.

Descamps, H., Slabbinck, R., Bocken, H., International documents on environmental liability, Springer, 2008.

De Smedt, K., Environmental liability in a federal system. A law and economics analysis, Intersentia, 2007.

De Smedt, K., „Is harmonisation always effective? The implementation of the Environmental Liability Directive”, European Energy and Environmental Law Review, t. 18, nr 1, 2009, s. 2–18.

Dombert, M., „10 USchadG: Abschied vom polizeirechtlichen Entschließungsermessen?”, Zeitschrift für Umweltrecht, 2009, s. 406–410.

Fogleman, V., „Enforcing the Environmental Liability Directive: Duties, Powers and self-executing provisions”, Environmental Liability , 2006, s. 127–146.

Fogleman, V., „The Environmental Damage Regulations; the new regime”, Environmental Liability , 2009, s. 147–176.

Fogleman, V., „Implementation of the Environmental Liability Directive in the United Kingdom”, EurUP, nr 6, 2009, s. 291–300.

Fogleman, V., „The European Court of Justice rules on the Environmental Liability Directive”, Environmental Liability, 2010, s. 39–44.

Freeman, P.K. & Kunreuther, H.C., Managing environmental risk through insurance, Kluwer, Boston, c1997, seria „Studies and risk and uncertainty”, t. 9, 1997.

Hietel, E., Roller, G., Eberlein, A., „Biodiversitätsschaden – die ökologische Dimension des Umweltschadensgesetzes”, NNA-Berichte, z. 1, 2012, s. 18–29.

Hinteregger, M., Environmental liability and ecological damage in European law, Cambridge University Press, 2008.

Justice and Environment, Comparison of the ELD, the UNEP Guidelines and the Lugano Convention, http://www.justiceandenvironment.org/publications/eld, 2011.

Justice and Environment, Key Differences between the ELD, the UNEP Guidelines and the Lugano Convention, http://www.justiceandenvironment.org/publications/eld, 2011.

Justice and Environment, The Kolontar Red Mud Case, http://www.justiceandenvironment.org/publications/eld, 2011.

Knopp, L., Wiegleb, G., Piroch, I., „Die (neue) Haftung für Schäden an der Biodiversität”, Natur und Recht, 2008, s. 745–754.

Lau, M., „Der Biodiversitätsschaden – wie "gefährlich" ist das Umweltschadensrecht wirklich?”, Zeitschrift für Umweltrecht, 2009, s. 589–596.

Lavrysen, L., „Legislation on soil remediation in the Flemish Region of Belgium”, International Seminar on Law Regulating Soil Contamination, Lanzhou, Chińska Republika Ludowa, 2007.

http://www.justiceandenvironment.org/publications/eld



135

Mauerhofer, V., „'Biodiversity damage' liability in the Environmental Liability Directive – its definition and delimitation frommore stringent EU, international and national norms”, Environmental Law Network International, nr 1, 2008, s. 19–24.

Mertikopoulou, V., „Environmental liability and economic analysis: The paradigm of Directive 2004/35/EC”, Revue hellénique de droit international, 2007, s. 199–206.

Petersen, M., „The Environmental Liability Directive – extending nature protection in Europe”, Environmental Law Review, t. 11, 2009, s. 5–20.

Pirotte, Ch., „The Environmental Liability Directive: a harmonised liability regime?”, Environmental law & management, 2007, s. 237–245.

Roller, G., „Développement récent du droit de l'environnement en Allemagne”, Revue juridique de l’environnement, 2011, s. 91–107.

Roller, G., Eberlein, A., Hietel, E., „Umweltschadensgesetz in der Praxis – Zwischenergebnisse des Forschungsprojektes "Umwelthaftung und Biodiversität"”, NNA-Berichte, z. 1, 2012, s. 30–37.

Sá, S., Responsabilidade ambiental, Vida Económica, 2011.

Steichen, P., „Responsabilité environnementale”, Revue juridique de l’environnement, 2010, s. 503–511.

Thenard-Cornu, E., „La réparation du dommage environnemental: Etude comparative de la directive 2004/35/CE du 21 avril 2004 sur la responsabilité environnementale et de l'US Oil Pollution Act”, Revue juridique de l’environnement, 2008, s. 175–189.

Viney G., and Dubiosson B., Les responsabilités environnementales dans l’espace européen, Bruylant/LGDJ, Bruksela, 2006.

Winter, G., Jans, J. H., Macrory, R., Krämer, L., „Weighing up the EC Environmental Liability Directive”, Journal of Environmental Law, t. 20, nr 2, 2008, s. 163–191.

Waris, E., „National differences in setting the severity threshold for application of the Environmental Liability Directive”, Ympäristöjuridikka, nr 1, 2010, s. 4–20.

Orzecznictwo krajowe Francja: Tribunal de grande instance d’Albertville du 26 août 1975 (JCP 1976, II, 18304, note

Rabinovitch) Cass. 2e civ., 10 maja 2007 r. Cass., 3e civ., 16 marca 2005 r. CA Grenoble, 1ère ch. civ., 21 czerwca 2004 r. Cass. Civ. 3e, 3 maja 1977 r., Bull. civ., nr 194 Conseil d’Etat, 17 maja 1974 r., commune de Bonnieux

Zjednoczone Królestwo: Bartoline Ltd v. Royal & Sun Alliance Insurance Plc, 29 listopada 2006 r. (High Court of

Justice, Queen's Bench Division, Manchester District Registry Mercantile Court) Cambridge Water v. Eastern Counties Leather Plc, AC 264, 1994 Rylands v. Fletcher, LR 3 HL 330, 1868

136

14. BIBLIOGRAFIA PUBLIKACJI DOTYCZĄCYCH ZABEZPIECZENIA FINANSOWEGO

AIG Europe: Hellebuyck, A., Assurance et environnement: un aperçu international de l’expérience vécue par les assureurs en matière de responsabilité civile du fait des atteintes à l’environnement, avec une description des couvertures existantes ainsi que quelques suggestions pour leur développement dans l’avenir, 19 października 1992 r., Bruksela.

AON: Taylor, R.J., Historical overview of the environmental insurance market, AON Risk Services, Environmental Services Group.

AON Environmental Services Group: Taylor, R.J., The use of environmental insurance to facilitate the cleanup, development and sale of real estate.

AON Global: o Spain Approves New Environmental Liability Law, „Global Risk Alert”, luty 2008. o New Legislation in Germany to Comply with EU Environmental Liability Directive, „Global Risk Alert”,

wrzesień 2007.

BIO Intelligence Service, Study on the implementation effectiveness of the Environmental Liability Directive (ELD) and related financial security issues, sprawozdanie końcowe 2009, 115 s.

BIO Intelligence Service, Financial security in Environmental Liability Directive, sierpień 2008, http://www.bios.com.

Castle P., Study of civil liability systems for remedying environmental damage, sprawozdanie końcowe (na dzień 31 grudnia 1995 r.), Mc Kenna & Co, czerwiec 1996, 391 s.

Europejski Komitet ds. Ubezpieczeń (CEA): o Projet de recommandations du CEA, 11 sierpnia 2004 r., Bruksela, 11 s. o Commentaires du CEA concernant la proposition de directive sur la responsabilité environnementale en

vue de la prévention et de la réparation des dommages environnementaux, 21 maja 2002 r., Bruksela, 2 s. (nota), 9 s. (uwagi ogólne i szczegółowe).

o Responsabilité environnementale – Livre Blanc de la Commission européenne, czerwiec 2000, Bruksela, 14 s.

o Conditions d’assurance d’un régime de responsabilité environnement, lipiec 1998, Bruksela, 6 s. o Les caractéristiques des dommages écologiques, lipiec 1997, Bruksela, 5 s.

EpE (Entreprises pour l’Environnement): Les risques environnementaux vus par les entreprises, leurs banquiers et leurs assureurs, raport grupy roboczej, która odbywała spotkania w latach 2003–2005.

Gen Re: The Environmental Liability Directive and the German insurance association’s model wordings, czerwiec 2007.

Institut de Science Financière et d’Assurances (ISFA): o Caillat, A.L.,, Dutang, C., Nguyen, T., Tran, Q.,, Thuy, T., Titrisation des risques d’assurance, 25 kwietnia

2008 r., 64 s. o Chenal, D., Kayo de Kayo, G., Kelhiouen, R., Milhaud, X., Sauser, C., Projet de transfert alternatif de

risque : Titrisation du risque de catastrophe naturelle, marzec 2008, 22 s.

http://www.bios.com/

137

Italian Pool: Report of the Italian Pool, raport krajowy 2005, European Pollution Pool Meeting, Paryż, 2-3 października 2006 r.

Lovell White Durrant: Suggestions for responding to environmental and other long-tail reinsurance claims, seminarium z 1998 r., Londyn.

Marsh: Environmental Insurance Market Update – Claims, lato 2008.

Marsh Environmental Group: Bresssler, A., Navigating the U.S. Environmental Liability Market (Part 1 & Part 2), marzec 2002, dostępne na stronie http://www.irmi.com/Expert/Articles/2002/Bressler03a.aspx [18.1.2008].

MEDEF: o Premières observations sur le projet de loi transposant la directive 2004/35/CE sur la responsabilité

environnementale, czerwiec 2007. o Observations sur le projet de transposition de la directive 2004/35/CE du 21 avril 2004 sur la

responsabilité environnementale en ce qui concerne la prévention et la réparation des dommages environnementaux, listopad 2006.

Milieupool, Annual Report of Dutch Environmental Impairment Insurance Pool 2008.

Munich Re Group: o Asbestos, anatomy of a mass tort, seria „Risk, liability & insurance”, 2009, 112 s. o Growth market: health, new environmental liability, the risk of mega-events, Topics, nr 2, 2006.

Z interesującym nas zagadnieniem wiążą się dwa artykuły: „The state as nature's advocate” (s. 18–25) i „Enormous potential for growth in the environmental insurance market” (s. 26–29).

PLIA (Pollution Liability Insurance Agency): 2009 Annual Summary Report, styczeń 2010.

SCOR: La réforme de la RC française : fait dommageable / réclamation (amendement Hunault), styczeń 2004.

Swiss Re: o EC Environmental Liability Directive, a model for hazard analysis, Focus report, nr 12, 2006. o Insuring environmental damage in the European Union, seria Swiss Re „Technical Publishing”, Casualty,

23 maja 2007 r.

Willis: o Global environmental liability management: worldwide environmental insurance solutions, Willis

International, czerwiec 2008, nr 30, 5 s. o The European Union Environmental Liability Directive, Willis Environmental, kwiecień 2007, 2 s. o Environmental newsletter: The environmental insurance and risk management quaterly, The Willis Index,

II kwartał, 2007, 6 s. o Environmental newsletter: market review 2006, The Willis index, I kwartał, 2007.

http://www.irmi.com/Expert/Articles/2002/Bressler03a.aspx

138

15. ZAŁĄCZNIK: METODY ANALIZY RÓWNOWAŻNOŚCI – UJĘCIE TEORETYCZNE Metody analizy równoważności opierają się na następującym wzorze:

( ){ }[ ] ( ){ }[ ] PbbxJbxb Lt

jppt

Bt

jjt

jt I t* */***/* p

0j V V ∑∑ = −=−= ρρ

[___________________________] = [_____________________________] Straty Korzyści gdzie t oznacza czas (w latach):

t = 0 następuje szkoda t = B siedlisko, które uległo szkodzie, powraca do warunków początkowych t = C zgłoszone zostaje roszczenie t = I projekt dotyczący siedliska zastępczego zaczyna przynosić korzyści t = L projekt dotyczący siedliska zastępczego przestaje przynosić korzyści

i gdzie:

jV to wyrażona w stosunku rocznym jednostkowa wartość korzyści zapewnianych przed uszkodzone siedlisko (gdy nie występuje uszkodzenie)

pV to wyrażona w stosunku rocznym jednostkowa wartość korzyści zapewnianych przed siedlisko zastępcze

xtj to poziom określonego miernika zasobu lub usługi na hektar zapewnianych przez

uszkodzone siedlisko na końcu roku t jb to początkowy (gdy nie występuje uszkodzenie) poziom miernika zasobu lub usługi

na hektar uszkodzonego siedliska

xtp to poziom miernika zasobu lub usługi na hektar zapewnianych przez siedlisko

zastępcze na końcu roku t

bp to początkowy poziom miernika zasobu lub usługi na hektar siedliska zastępczego

ρt to współczynnik dyskontowania, gdzie ρt = 1/(1+r)t - C i r to stopa dyskontowa dla

danego okresu J to liczba uszkodzonych hektarów P to liczba hektarów objętych projektem zastępczym, która pozwala zrównać straty

z korzyściami ze środków zaradczych Poniżej wyjaśniamy dane wykorzystywane w tym wzorze, a następnie podajemy przykład zastosowania tego wzoru do obliczenia całkowitego debetu (straty) wyrażonego w zdyskontowanych usługohektarolatach (DSHaYs). • Rok rozpoczęcia. Rok rozpoczęcia to rok, w którym zaczęły występować szkody w przypadkach objętych

dyrektywą ELD (lub oczekuje się, że zaczną występować w przypadkach objętych dyrektywą OOŚ, dyrektywą siedliskową i ptasią lub w przypadkach bezpośredniego zagrożenia objętych dyrektywą ELD), lub rok, w którym rozpoczyna się liczenie strat. Rok rozpoczęcia należy określić we wzorze zarówno po stronie debetowej, jak

139

i kredytowej. Po stronie debetowej rok rozpoczęcia jest rokiem, w którym rozpoczęły się straty (lub oczekuje się, że się rozpoczną), lub rokiem, w którym rozpoczyna się liczenie strat. Po stronie kredytowej jest to rok, w którym zgodnie z przewidywaniami zaczną pojawiać się korzyści ze środków zaradczych.

• Rok zakończenia. Rok zakończenia to rok, w którym nie występują żadne dalsze szkody – albo w wyniku naturalnej regeneracji zasobu, albo w rezultacie wdrożenia podstawowych środków zaradczych. Po stronie kredytowej jest to ostatni rok, w którym sumuje się korzyści z działań zaradczych. W przypadku niektórych projektów środków zaradczych zakłada się dalsze korzyści w przewidywalnej przyszłości, ale w innych przypadkach okres objęty projektem jest wyraźnie ograniczony. Czasami nie ma roku zakończenia, gdyż nie oczekuje się, że zasoby ulegną regeneracji.

• Rok referencyjny. To rok wykorzystywany do kalkulacji wartości bieżącej i zazwyczaj jest to rok, w którym przeprowadza się ocenę szkody.

• Zasięg przestrzenny. Po stronie debetowej w analizie równoważności jest to obszar, na którym występują szkody. Po stronie kredytowej jest to określenie w jednostkach powierzchni obszaru, którego mają dotyczyć środki zaradcze. Zarówno po stronie kredytowej, jak i debetowej trzeba zastosować tę samą jednostkę miary, aby umożliwić kalkulacje dotyczące równoważności.

• Stopień utraty zasobów naturalnych lub usług. Jest to stopień utraty zasobów naturalnych lub usług w obrębie zasięgu przestrzennego. Zazwyczaj wyrażany jako odsetek, na podstawie zakładanej zmiany poziomu wybranego miernika służącego do kwantyfikacji. Stopień utraty może zmieniać się w czasie. W analizie równoważności siedlisk jest to stopień utraty zasobów naturalnych lub usług w obrębie zasięgu przestrzennego szkody w porównaniu z warunkami początkowymi. Stopień utraty może się zmieniać z upływem czasu (podobnie jak warunki początkowe) i jeśli stan zasobu poprawia się z czasem, zasób naturalny lub usługa mogą powrócić do stanu początkowego. W szeregu przypadków w USA wieloatrybutowe mierniki szkody zostały wyrażone jako „% utraty usług”, gdzie wielkość utraty może się wahać od 0 do 100%. Należy podkreślić, że ta idea częściowej utraty usług nie jest powszechnie akceptowana. Na przykład w niektórych systemach prawnych może istnieć założenie, że każdą szkodę należy w pełni naprawić i że, z praktycznego punktu widzenia, proporcjonalne środki zaradcze dotyczące części usług nie są ani wykonalne, ani pożądane31. W analizie równoważności zasobów stopień utraty można wyrazić za pomocą liczby utraconych osobników, zmian różnorodności taksonomicznej, zmniejszenia liczebności populacji, utraty zdolności rozrodczych czy żywotności (w tym krótszej długości życia czy mniejszej liczby młodych) albo innego miernika uszkodzenia zasobu. W analizie równoważności wartości stopień utraty wyraża się w jednostkach pieniężnych odzwierciedlających ekonomiczną wartość utraty, tzn. gotowość jednostek do zapłaty za zapobieżenie stracie lub do przyjęcia rekompensaty za akceptację utraty.

• Korzyści w zakresie zasobów naturalnych lub usług. Jest to wielkość korzyści, jakie zgodnie z założeniami przyniesie wdrożenie projektu środków zaradczych. Korzyści pojawiają się od chwili wdrożenia projektu, ale pełny zakres mogą osiągnąć dopiero w pewnym momencie w przyszłości. Podobnie jak przy obliczaniu debetu, wielkość korzyści w zakresie zasobów lub usług określa się ilościowo w porównaniu z warunkami początkowymi. Korzyści (kredyty) i straty (debety) należy kwantyfikować z zastosowaniem tego samego miernika.

• Warunki początkowe. Warunki początkowe to warunki, jakie istniałyby, gdyby niosące szkodę zdarzenie nie miało miejsca. Pełny opis warunków początkowych zgodnie z dyrektywą ELD jest też wykorzystywany w analizach równoważności.

• Miernik. Miernik to po prostu jednostka miary strat lub korzyści w zakresie zasobów naturalnych lub usług.

31 Na poparcie tego argumentu przytacza się analogię: strata ręki czy nogi w wypadku nie stanowi 25% utraty „usług kończyn”. Pełna rekompensata wymagałaby raczej całkowitej regeneracji.

140

• Krzywa szkód lub regeneracji. Należy przedstawić opis przebiegu czasowego utraty zasobów naturalnych lub usług lub przebiegu pojawiania się korzyści w ich zakresie, odzwierciedlający tempo degradacji lub regeneracji.

• Mnożnik wartości bieżącej. W kalkulacjach przeprowadzanych w ramach analizy równoważności w USA zazwyczaj stosuje się stopę dyskontową 3 lub 4% (zob. ramkę A.1). Stopa dyskontowa (składana) pozwala uwzględnić składaną utratę usług w przeszłości i zdyskontować przyszłą utratę usług, aby oszacować wartość bieżącą. Należy mieć na uwadze, że składanie ma na celu wyrażenie przeszłych strat jako wartości bieżącej, a zatem nie odnosi się do roku zakończenia. Innymi słowy, rokiem zakończenia dla składania jest zawsze rok referencyjny.

Ramka A.1. Dyskontowanie Debety (straty) i kredyty (korzyści), które pojawiają się w przeszłości lub przyszłości, nie mają tej samej wartości jak te pojawiające się w chwili obecnej. Różnica ta ma dwie przyczyny. Pierwszą z nich jest indywidualna preferencja czasowa oznaczająca, że w zasadzie ludzie wolą skonsumować dane dobro teraz (dzisiaj) niż z tym poczekać. Konsekwencją tej niecierpliwości jest to, że potrzebujemy rekompensaty za odłożenie w czasie konsumpcji rzeczy pożądanych (np. dóbr konsumenckich, zasobów środowiska itd.). Drugą przyczyną tej różnicy jest koszt kapitału: zasoby (pieniężne lub inne) dostępne dziś można wykorzystać (zainwestować lub przetworzyć), aby wygenerować przyszłe korzyści, które zostałyby utracone, gdyby zasoby były dostępne dopiero w roku następnym (latach następnych). Dlatego też potrzebna jest procedura pozwalająca na równych zasadach porównać debety i kredyty, które pojawiają się w różnym czasie. W procedurze tej wykorzystuje się mnożnik wartości bieżącej, który opiera się na określonej stopie (r) w celu sprowadzenia przyszłych lub przeszłych wartości do wartości bieżących:

)()1( baseyearyearr −+ Gdy sprowadzamy wartości przeszłe do poziomu wartości bieżących, stosowana stopa nazywana jest stopą składaną, a proces ten składaniem:

)()1(1 baseyearyearr −+× Innymi słowy, gdy dany rok wyraża się wartością niższą niż rok referencyjny (tzn. jest wcześniejszy), wykładnik mnożnika wartości bieżącej ma wartość dodatnią i mnożnik wartości bieżącej staje się współczynnikiem składania. Gdy sprowadzamy wartości przyszłe do poziomu wartości bieżących, stosowana stopa nazywana jest stopą dyskontową, a proces ten dyskontowaniem:

)()1/(1 baseyearyearr −+ Innymi słowy, gdy dany rok wyraża się wartością wyższą niż rok referencyjny (tzn. jest późniejszy, w przyszłości), wykładnik mnożnika wartości bieżącej ma wartość ujemną i mnożnik wartości bieżącej staje się współczynnikiem dyskontowania. Wyboru stopy dyskontowej (lub składanej) dokonuje się na podstawie literatury teoretycznej, a w niektórych państwach członkowskich istnieją stopy oficjalne (np. w Zjednoczonym Królestwie stopa początkowa wynosi 3,5% i maleje do 0% na przestrzeni 300 lat). W projektach Komisji Europejskiej zazwyczaj stosuje się stopę 4%. Z formuły tej wynikają trzy ważne założenia dotyczące analizy równoważności: 1. W metodach analizy równoważności uwzględnia się różnice w czasie między momentem wystąpienia szkody

a chwilą, gdy środki zaradcze przynoszą korzyści, poprzez dokonywanie kalkulacji na wartościach bieżących (dyskontowanie lub składanie).

141

2. Ilość zasobów naturalnych lub usług ekosystemowych zapewnianych przez jednostkę powierzchni na terenie dotkniętym szkodą i na terenie objętym środkami zaradczymi może być różna. W rzeczywistości stosunkowo niewiele zdarzeń całkowicie niszczy siedlisko (lub biotę), a większość środków zaradczych nie tworzy w pełni nowego i funkcjonującego siedliska (lub bioty). Ponadto funkcje siedlisk są złożone, a procesy ekosystemu wzajemnie powiązane. Aby to uwzględnić, ilościowe określanie strat i korzyści często opiera się na pomiarze lub szacowaniu zmian jednej jednostki czy miernika zasobu naturalnego lub usługi ekosystemowej. Zarówno po stronie strat, jak i po stronie korzyści w równaniu trzeba stosować ten sam miernik i powinien on być przydatny do mierzenia różnic w jakości i ilości zasobów naturalnych lub usług zapewnianych przez siedliska w warunkach początkowych, siedliska uszkodzone i zastępcze.

3. W analizie równoważności zasobów i siedlisk zakłada się, że wartość zasobu lub siedliska dla społeczeństwa

pozostaje taka sama na przestrzeni czasu. Można by ewentualnie argumentować, że nasilający się rozwój i zmiany klimatu mogą doprowadzić do niedoboru pewnych zasobów czy typów siedlisk (np. miejskich terenów podmokłych), a tym samym zwiększyć w przyszłości wartość ich utraty i sprawić, że ich uszkodzenie dziś jest większym kosztem. Analiza równoważności zasobów i siedlisk nie pozwala na bezpośrednie uwzględnienie takiej zmiany preferencji.

142

16. ZAŁĄCZNIK: WYCENA EKONOMICZNA Wartości ekonomiczne to wartości, jakie ludzie przypisują zasobom środowiska i zapewnianym przez nie usługom ekosystemowym. Są one wyrażane w kategoriach względnych zależnie od preferencji poszczególnych osób w odniesieniu do zmian jakości i/lub ilości zasobów i usług. Ich preferencje z kolei zależą od tego, w jaki sposób owe zmiany dotyczące zasobów lub usług wpływają na ich dobrostan (lub użyteczność lub dobrobyt). Zarówno analiza równoważności zasobów (REA), jak i analiza równoważności siedlisk (HEA) zawierają w sobie założenia wyceny ekonomicznej. Zakłada się, że wartość – jednostkowa – działań zaradczych równa się jednostkowej wartości zasobów lub usług, które doznały uszczerbku. Dzięki takiemu założeniu skala środków zaradczych ustalona za pomocą HEA lub REA zapewnia społeczeństwu odpowiednią rekompensatę za zaistniałą szkodę. Jednakże w niektórych wypadkach, bądź to z uwagi na rozmiary szkód, bądź też ze względu na fakt, iż rodzaj dostępnych środków zaradczych odbiega w znacznym stopniu od zasobów lub usług, które doznały uszczerbku, założenie takie może być niewłaściwe. W takich wypadkach odpowiednie mogą być podejścia zakładające wycenę pieniężną, takie jak równoważność wartości czy równoważność wartości i kosztów. Dodatkowe informacje na temat tego rodzaju sytuacji znaleźć można w pkt 1.2.3 załącznika II do dyrektywy ELD. Pomiar preferencji polega na ustaleniu, w jakim stopniu ludzie gotowi są przyjąć kompromis między wartością pieniężną a zaistniałymi zmianami. Jednostką, w jakiej wyrażony jest ów kompromis, jest pieniądz, ponieważ jest to wspólna jednostka umożliwiająca porównanie kosztów i korzyści finansowych i środowiskowych. Przy zastosowaniu tej jednostki preferencje mierzy się w kategoriach gotowości określonych osób do zapłaty (WTP), by uniknąć straty w środowisku naturalnym bądź zapewnić korzyść, oraz gotowości osób do przyjęcia zapłaty (WTA) w ramach rekompensaty za tolerowanie straty w środowisku lub rezygnację z korzyści. Wycena ekonomiczna zapewnia oszacowanie wartości zmiany krańcowej. Innymi słowy, ludzie działają zgodnie z – lub wyrażają – swoją WTP i WTA w odniesieniu do zmiany, zamiast wyrażać swoje preferencje co do bezwzględnej wartości danego zasobu. Ludzie mają różne motywacje pozytywnej WTP i WTA w celu ochrony usług ekosystemowych. Motywacje te analizuje się w tzw. typologii całkowitej wartości ekonomicznej (TEV) (zob. rys. A.1). Słowo „całkowita” oznacza w tym wypadku sumę różnych motywacji, nie zaś wartość bezwzględną. Zestawienie usług ekosystemowych przyczyniających się do ludzkiego dobrostanu i dobrobytu, a tym samym mających wartości ekonomiczne, przedstawiono poniżej. Motywacje preferencji – czy tez rodzaje wartości – można podsumować w następujący sposób: Wartość użytkowa wymaga pewnej interakcji z danym zasobem, bezpośredniej albo pośredniej: • bezpośrednia wartość użytkowa – usługi ekosystemowe wykorzystywane są bądź w sposób konsumpcyjny, taki

jak przemysłowy pobór wody, bądź w sposób niekonsumpcyjny, taki jak rekreacja (np. wędkarstwo); • pośrednia wartość użytkowa – wartość świadczonych usług ekosystemowych, takich jak obieg składników

pokarmowych, zapewnienie siedliska, regulacja klimatu itp.; • wartość opcji – wartość niezwiązana z obecnym użytkowaniem usług ekosystemowych będąca raczej korzyścią

wynikającą z pozostawienia sobie możliwości użytkowania takich usług w przyszłości; wiąże się z tym koncepcja wartości quasi-opcji, która wynika z unikania lub opóźniania podjęcia nieodwracalnych decyzji w sytuacji, gdy rozwój technologiczny i odkrycia naukowe mogą spowodować zmianę optymalnego zarządzania ekosystemem.

143

Wartość nieużytkowa wiąże się z korzyściami wynikającymi po prostu ze świadomości, że ekosystemy utrzymują się. Innymi słowy, wartość nieużytkowa nie ma związku z jakimkolwiek korzystaniem z ekosystemu. Wyróżnić można trzy elementy wartości nieużytkowej: • wartość altruistyczną – wynikającą ze świadomości, że współcześni nam ludzie mogą korzystać z usług

ekosystemowych; • wartość spadkową – związaną ze świadomością, że ekosystemy i zapewniane przez nie usługi zostaną przekazane

przyszłym pokoleniom; • wartość istnienia – wynikającą po prostu z satysfakcji czerpanej ze świadomości, iż ekosystemy nadal istnieją, bez

względu na ich wykorzystywanie przez nas samych lub inne osoby, teraz lub w przyszłości.

Rysunek A.1. Całkowita wartość ekonomiczna Osoby bezpośrednio lub pośrednio korzystające z usług ekosystemowych, tj. użytkownicy, prawdopodobnie będą sobie cenić wartość zarówno użytkową, jak i nieużytkową. Osoby niekorzystające bezpośrednio lub pośrednio z danej usługi, które jednak cenią sobie wartości nieużytkowe, nazywamy „nieużytkownikami”. Podczas gdy określenie użytkowników jest zadaniem stosunkowo łatwym, nie ma teoretycznej definicji nieużytkowników. Jest to kwestia empiryczna, którą można rozwiązać poprzez badania pierwotne. W kontekście dyrektywy ELD, utraty (przyrosty) dobrostanu lub dobrobytu doświadczane zarówno przez użytkowników, jak i przez nieużytkowników zasobów i usług środowiska należy uwzględnić w szacunkach debetowo-kredytowych. W celu oszacowania tych różnych rodzajów wartości ekonomicznej w kategoriach pieniężnych opracowano szereg metod wyceny ekonomicznej. Wszystkie one obejmują trzy główne etapy – zilustrowane na rys. A.2 – i dlatego nie

TEV

Wartość użytkowa Wartość nieużytkowa

Rzeczywisty użytek

Wartość opcji Dla innych Istnienie

Bezpośredni użytek Pośredni użytek Altruizm Spadek

144

można ich przeprowadzić łącznie z niezbędnymi analizami ekologicznymi bądź innymi analizami naukowo-technicznymi, które służą ocenie skutków (debetu wynikającego ze straty czy kredytu wynikającego ze środków zaradczych). Rys. A.2. Trzy etapy wyceny ekonomicznej. Metody wyceny ekonomicznej różnią się pod względem wykorzystywanych danych oraz pod względem składowych wartości, które mierzą: Ceny rynkowe i dane dotyczące zachowań konsumentów mierzą rzeczywiste bezpośrednie wydatki (np. bilety wstępu, wydatki rekreacyjne, wydatki na wodę butelkowaną) i mogą służyć jedynie oszacowaniu wartości cenionych przez użytkowników danego zasobu. Wiele towarów i usług zapewnianych przez usługi ekosystemowe jest towarem rynkowym (np. usługi zaopatrzeniowe – żywność, napoje, włókna itp.; turystyka itp.). Cena rynkowa, po której dokonuje się wymiany danego towaru, stanowi pewną informację na temat jego wartości ekonomicznej. W szczególności, w wypadku nabywcy danego towaru cena wskazuje kwotę pieniężną, jaką nabywca jest przynajmniej skłonny poświęcić, by uzyskać dany towar. W wypadku sprzedawcy cena wskazuje kwotę pieniężną, jaką sprzedawca jest przynajmniej skłonny zaakceptować w ramach rekompensaty za rezygnację z danego towaru. A zatem np. wartość ekonomiczną połowów komercyjnych (usługa zaopatrzeniowa) szacuje się na poziomie rynkowej wartości połowu ryb. Podobnie rynkowe dochody z turystyki (usługa kulturowa) odzwierciedlają wartość ekonomiczną tej usługi. Informacje na temat ceny rynkowej są jednak nieprecyzyjną miarą wartości ekonomicznej określonej usługi ekosystemowej, gdyż mogą nie w pełni odzwierciedlać WTP lub WTA. Na przykład wielu nabywców może być skłonnych zapłacić więcej niż cenę rynkową, byle tylko zdobyć dany towar. Różnicę między maksymalną kwotą, jaką nabywca skłonny jest zapłacić, a rzeczywistą zapłaconą ceną określa się mianem nadwyżki konsumenta. Odzwierciedla ona tę część korzyści płynącej ze zdobycia danego towaru, która „uzyskiwana jest za darmo”. Podobnie sprzedawca danego towaru może być skłonny do zaakceptowania niższej kwoty niż cena rynkowa w zamian za rezygnację z posiadania danego towaru. Różnicę między minimalną kwotą, jaką sprzedawca skłonny jest

Wycena jakościowa

Wycena ilościowa

Wycena pieniężna

Zrozumienie charakteru oddziaływania (powiązanie zdarzenia ze szkodą oraz wariantu

środków zaradczych z korzyścią)

Wyliczenie (za pomocą mierników niepieniężnych)

debetu wynikającego ze szkody i kredytu wynikającego ze środków zaradczych

Dane rynkowe, metody określania ujawnianych preferencji i wypowiadanych preferencji w celu

oszacowania skutków ilościowych w ujęciu pieniężnym

145

zaakceptować, a rzeczywistą zapłaconą ceną określa się mianem nadwyżki producenta. Odzwierciedla ona dodatkową korzyść zyskaną na wymianie (w praktyce „zysk gospodarczy”). Ogólnie rzecz biorąc, w wypadku towarów i usług rynkowych wartość ekonomiczną (WTP lub WTA) odzwierciedla zapłacona lub otrzymana cena rynkowa powiększona o ewentualną nadwyżkę konsumenta lub producenta. Istnieje również wiele usług ekosystemowych (w praktyce większość takich usług), które nie są przedmiotem obrotu rynkowego, a zatem są towarami „bez ceny” lub „nierynkowymi”. By oszacować wartość ekonomiczną takich towarów i usług nierynkowych przy braku informacji cenowej, opracowano dwa rodzaje metod wyceny: Metoda ujawnianej preferencji polega na analizie konsumpcyjnych zachowań różnych osób na rynku, które dotyczą zasobów lub usług będących przedmiotem wyceny. Jedną z takich metod jest „koszt podróży”. Pozwala on oszacować wartość, jaką użytkownik pośrednio przypisuje stanowisku lub obiektowi dziedzictwa na podstawie kosztów podróży, które ponosi, by dotrzeć w dane miejsce oraz z powrotem do domu, w tym kosztów czasu poświęconego na podróż oraz na miejscu. Drugą główną metodą ujawnianej preferencji jest wycena hedoniczna, w której analizuje się dane dotyczące sprzedaży nieruchomości, by oszacować premię, jaką przynoszą na rynku różne cechy danej nieruchomości. Do takich cech zaliczać się mogą rodzaj i wielkość nieruchomości, ale także mogą to być cechy związane z jej położeniem, takie jak czystość danej okolicy, piękno krajobrazu, bliskość obiektów kulturalnych, szkół, systemów komunikacji itp. Metody ujawnianej preferencji pozwalają oszacować jedynie wartość zmian, których już doświadczono, i ograniczają się do wartości dla użytkowników. Metoda wypowiadanej preferencji polega na zadawaniu zainteresowanym osobom pytań o możliwość pieniężnej wymiany handlowej (kompromisu) za zmiany w zasobie lub usłudze. Odpowiedzi wyrażają bądź gotowość danych osób do zapłaty (WTP), by uniknąć straty lub zapewnić poprawę, bądź też gotowość do przyjęcia zapłaty (WTA) w ramach rekompensaty za tolerowanie straty lub rezygnację z poprawy. Występują dwa główne typy metody wypowiadanej preferencji, które różnią się sposobem sformułowania pytania o kompromis: (i) wycena warunkowa, w której pyta się o WTP lub WTA w odniesieniu do wszystkich różnorakich aspektów (cech) danego zasobu lub usługi, oraz (ii) eksperyment z wyborem, w którym prosi się respondentów o wybór możliwości mających większą lub mniejszą liczbę jednego lub kilku atrybutów. Obie wersje można stosować w wywiadach bezpośrednich – w domu lub na stanowisku – bądź w wywiadach on-line. W słynnej sprawie Exxon Valdez w USA także posłużono się metodą wyceny warunkowej w celu oszacowania ekonomicznej wartości straty poniesionej przez użytkowników i nieużytkowników w związku z wyciekiem ropy naftowej na Alasce (Carson et al., 1992)32. Sprawa ta była istotnym kamieniem milowym, jeśli chodzi o uzyskanie akceptacji dla analiz wypowiadanej preferencji jako okoliczności prawnej w sprawach dotyczących oceny szkód w USA, i zachęciła do publikacji wskazówek w zakresie najlepszych praktyk przez amerykańską Narodową Administrację ds. Oceanów i Atmosfery (NOAA) (Arrow et al., 1993)33. Więcej aktualnych wskazówek dotyczących wyceny warunkowej i eksperymentu z wyborem czytelnicy znaleźć mogą w publikacji Bateman et al. (2002)34.

32 Carson, R.T., Mitchell, R.C., Hanemann, W.M., Kopp, R.J., Presser, S., Ruud, P.A., A contingent valuation study of lost passive use values resulting from the Exxon Valdez oil spill (sprawozdanie dla prokuratora generalnego stanu Alaska), 1992. 33 Arrow, K., Solow, R. Portney, P.R., Leamer, E.E., Radner, R., Schuman, H., Report of the NOAA Panel on Contingent Valuation, Resources for the Future, Waszyngton, 1993. 34 Bateman, I.J., Carson, R.T., Day, B., Hanemann, M., Hanley, N., Hett, T., Jones-Lee, M., Loomes, G., Mourato, S., Ozdemiroglu, E., Pearce, D.W., Sugden, R., Swanson, S., Economic Valuation with Stated Preference Techniques: A Manual,Edward Elgar, Londyn, 2002.

146

Literatura fachowa dotycząca wyceny ekonomicznej obejmuje wiele pozycji, a ich liczba stale rośnie. Świadczy o tym liczba badań i analiz dostępnych w największej bazie danych on-line – Environmental Valuation Reference Inventory (EVRI – www.evri.ca). Baza ta umożliwia wyszukiwanie na podstawie szeregu zmiennych i kryteriów, takich jak miejsce badania, przedmiot badania (ogólne aktywa środowiskowe, rodzaj wycenianych towarów i usług środowiskowych, stresor środowiskowy czy źródło stresora), technika wyceny, dostępne informacje dotyczące badania (np. ankiety, mapy, tabele itp.), mierniki ekonomiczne czy rok badania. Bazy danych podobne do EVRI są szczególnie przydatne, gdyż ułatwiają późniejsze zastosowanie materiałów wyceny ekonomicznej zaczerpniętych z literatury, zwłaszcza gdy nie można przeprowadzić pierwotnego badania ekonomicznego. Proces wykorzystywania wcześniejszych materiałów określany jest mianem transferu wartości (korzyści). Szacunki wartości jednostkowej lub funkcje czynników wyjaśniające zmienność wartości ekonomicznych (WTP lub WTA) można by przenieść z określonego badania w nowy kontekst analityczny. Choć możliwości transferu wartości są ograniczone (zwłaszcza jeśli chodzi o znalezienie w literaturze danych, które odpowiadałyby potrzebom dokonywanej obecnie analizy), korzyści płynące z takiego podejścia – wyrażone mniejszą czasochłonnością oraz możliwością dysponowania niższym budżetem niż w wypadku badań pierwotnych służących wycenie – są oczywiste. Należyty transfer wartości ma kluczowe znaczenie z perspektywy szerszego stosowania połączonego podejścia do wyceny usług ekosystemowych i wyceny ekonomicznej (zob. eftec, 2010 – wskazówki dotyczące najlepszych praktyk w zakresie transferu wartości w Zjednoczonym Królestwie35). Wybór właściwej metody wyceny zależy od szeregu czynników, w tym od tego, jaki rodzaj wartości jest przedmiotem szacunków, jakie dane są dostępne i/lub można zdobyć, a także od dostępnego czasu i zasobów. Określa się je w ramach oceny wstępnej na pierwszym etapie analizy równoważności. Ocena dostępnych danych i rozmiarów szkód (a zatem także odpowiedniego nakładu pracy analitycznej) pomoże również w wyborze właściwej metody wyceny, a zwłaszcza w decyzji, czy wystarczy transfer wartości, czy może konieczne będą droższe i bardziej czasochłonne badania pierwotne. Po ustaleniu konieczności dokonania wyceny ekonomicznej (a zatem analizy równoważności wartości) można przy wyborze właściwej metody zastosować następujące kryteria: • wartość użytkową (lub dla użytkownika) można oszacować za pomocą cen rynkowych, metod ujawnianej

preferencji i wypowiadanej preferencji; • wartość nieużytkową można oszacować jedynie za pomocą metod wypowiadanej preferencji; • jeśli dany zasób ma unikalny charakter (choćby w skali lokalnej lub krajowej – niekoniecznie w skali globalnej),

prawdopodobnie znajdą się ludzie, dla których zasób ten będzie miał wartość, nawet jeżeli sami nie korzystają z niego (bezpośrednio ani pośrednio); podczas gdy wartość nieużytkowa w wypadku poszczególnych osób zazwyczaj jest niższa od wartości użytkowej, w wypadku populacji nieużytkowników zazwyczaj jest o wiele wyższa; z tego względu, w ujęciu łącznym, łączna wartość nieużytkowa może być znacząca i nie powinno się jej pomijać w przypadku poważnej szkody w zasobach lub usługach uznawanych za unikalne;

• jeżeli zasoby lub usługi, które doznały uszczerbku, nie mają swojego rynku ani nie są powiązane z towarem lub usługą znajdującymi się w obrocie (np. swobodny dostęp do terenów rekreacyjnych), nie można posłużyć się danymi dotyczącymi cen rynkowych i wówczas należy rozważyć zastosowanie metod ujawnianej preferencji i wypowiadanej preferencji;

• występuje wiele czynników specyficznych dla zasobu, usługi lub zdarzenia, takich lak lokalizacja, moment powstania szkody i czas jej utrzymywania się, możliwość osiągnięcia warunków początkowych bądź brak takiej

35 Zob. eftec, Valuing Environmental Impacts: Practical Guidelines for the Use of Value Transfer in Policy and Project Appraisal. Sprawozdanie dla Departamentu Środowiska, Żywności i Spraw Wiejskich Zjednoczonego Królestwa (Defra), Londyn, 2010.

http://www.evri.ca/

147

możliwości, a także inne czynniki istotne z punktu widzenia jakościowej i ilościowej oceny debetu i kredytu, które będą miały wpływ na wybór właściwej metody wyceny; na początku analizy równoważności należy przeprowadzić konsultacje z ekonomistami w celu zbadania różnych możliwości.

148

17. ZAŁĄCZNIK: USŁUGI EKOSYSTEMOWE Usługi ekosystemowe (Milenijna ocena ekosystemów, 2003 i 2005)36 Choć idea ekosystemu sięga starożytności, ekosystemy stały się przedmiotem badań przed niecałym stuleciem, kiedy to Arthur Tansley dokonał wstępnej naukowej konceptualizacji w 1935 r. (Tansley, 1935)37, a Raymond Lindeman przeprowadził pierwsze badania ilościowe w kontekście ekosystemu na początku lat 1940. (Lindeman, 194238). Pierwszy podręcznik oparty na pojęciu ekosystemu, napisany przez Eugene'a Oduma, został opublikowany w 1953 r. (Odum, 195339). Zatem pojęcie ekosystemu, tak ważne dla zrozumienia charakteru życia na Ziemi, jest stosunkowo nowym podejściem w badaniach naukowych i zarządzaniu. W ujęciu Tansleya ekosystem obejmuje „nie tylko zespół organizmów, ale także cały kompleks czynników fizycznych, tworzących to, co nazywamy środowiskiem” (Tansley, 1935, s. 299). Odnotował on, że ekosystemy „są najróżniejszego rodzaju i wielkości”. Główną cechą charakterystyczną ekosystemu jest to, że faktycznie jest on systemem; jego umiejscowienie czy wielkość to cechy ważne, ale drugoplanowe. Idąc tropem Tansleya i bazując na późniejszych pracach, w ocenie milenijnej zdecydowano się na definicję ekosystemu przyjętą w Konwencji o różnorodności biologicznej: „dynamiczne zgrupowanie roślin, zwierząt, mikroorganizmów oraz ich nieożywione środowisko wspólnie tworzące jednostkę funkcjonalną” (ONZ, 1992, art. 2). Różnorodność biologiczna i ekosystemy to pojęcia ściśle ze sobą powiązane. We wspomnianej konwencji podano następującą definicję: „»Różnorodność biologiczna« — oznacza zróżnicowanie wszystkich żywych organizmów pochodzących, inter alia, z ekosystemów lądowych, morskich i innych wodnych ekosystemów oraz zespołów ekologicznych, których są one częścią. Dotyczy to różnorodności w obrębie gatunku, pomiędzy gatunkami oraz ekosystemami” (ONZ, 1992, art. 2). Różnorodność jest zatem strukturalną cechą ekosystemów, a zróżnicowanie ekosystemów jest elementem różnorodności biologicznej. Strony konwencji zatwierdziły podejście ekosystemowe jako podstawowe ramy działania. Ważne jest, by w analizie i ocenie przyjąć pragmatyczne rozumienie granic ekosystemu, zależne od tego, jakie pytania stawia się w danym przypadku. W pewnym sensie cała biosfera Ziemi jest ekosystemem, ponieważ jej elementy oddziałują na siebie wzajemnie. W mniejszej skali zasadą przewodnią jest, że w wyraźnie określonym ekosystemie istnieją silne interakcje między jego składnikami i słabe interakcje wychodzące poza jego granice. Praktyczne podejście do określania granic przestrzennych ekosystemu może polegać na nałożeniu na siebie szeregu warstw obrazujących istotne czynniki w celu kartowania miejsc nieciągłości, np. jeśli chodzi o rozmieszczenie organizmów, środowisko biofizyczne (typy gleby, dorzecza, głębokość jednolitej części wód) oraz interakcje przestrzenne (zasięg występowania, szlaki migracji, obiegi materii). Użyteczne może być uznanie za granicę ekosystemu miejsca, gdzie zbiega się szereg takich aspektów relatywnej nieciągłości. W większej skali ekosystemy rozprzestrzenione na obszarze regionu czy nawet całego świata można oceniać na podstawie podobieństwa

36 Milenijna ocena ekosystemów lub ocena milenijna – wszystkie dokumenty dostępne na stronie internetowej http://millenniumassessment.org. 37 Tansley, A.G., „The use and abuse of vegetational terms and concepts”, Ecology, t. 16, nr 3, 1935, s. 284–307. 38 Lindeman, R.E., „The trophic dynamic aspect of ecology”, Ecology, t. 23, 1942, s. 399–418. 39 Odum, E., Fundamentals of Ecology, W.B. Saunders, Philadelphia, PA, 1953.

http://millenniumassessment.org/

149

podstawowych jednostek strukturalnych. Takie ramy zostały zastosowane w ocenie milenijnej do globalnej analizy cech i zmian ekosystemów. W skrócie usługi ekosystemowe to typologia korzyści zapewnianych przez ekosystemy ludzkim populacjom. Można je podsumować następująco: Usługi zaopatrzeniowe: Są to produkty pozyskiwane z ekosystemów, w tym: • Żywność i włókna. Obejmuje to szeroki zakres produktów żywnościowych pozyskiwanych z roślin, zwierząt

i mikroorganizmów oraz materiały takie, jak drewno, juta, konopie, jedwab i wiele innych produktów pochodzących z ekosystemów.

• Paliwo. Drewno, kał zwierząt i inne materiały biologiczne służą za źródło energii. • Zasoby genetyczne. Obejmuje to geny i informacje genetyczne wykorzystywane w hodowli zwierząt i roślin oraz

w biotechnologii. • Biochemikalia, leki naturalne i produkty lecznicze. Wiele leków, produktów biobójczych, dodatków do żywności,

takich jak alginiany, i materiałów biologicznych pochodzi z ekosystemów. • Zasoby ozdobne. Produkty pochodzenia zwierzęcego, takie jak skóry, muszle i skorupy oraz kwiaty są

wykorzystywane jako ozdoby, choć wartość tych zasobów jest często uwarunkowana kulturowo. Jest to przykład powiązań między różnymi kategoriami usług ekosystemowych.

• Woda słodka. Woda słodka to kolejny przykład powiązań między kategoriami – w tym przypadku między usługami zaopatrzeniowymi i regulacyjnymi.

Usługi regulacyjne: Są to korzyści płynące z regulacji procesów ekosystemowych, w tym: • Utrzymanie jakości powietrza. Ekosystemy zarówno wprowadzają substancje chemiczne do atmosfery, jak i je z

niej pobierają, co ma wpływ na wiele aspektów jakości powietrza. • Regulacja klimatu. Ekosystemy wywierają wpływ na klimat zarówno lokalny, jak i globalny. Na przykład w skali

lokalnej zmiana pokrycia terenu może wywrzeć wpływ na temperaturę i opady. W skali globalnej ekosystemy odgrywają ważną rolę w regulacji klimatu poprzez pochłanianie lub emitowanie gazów cieplarnianych.

• Regulacja wody. Na czas występowania i wielkość spływu wody, powodzie i zasilanie warstwy wodonośnej duży wpływ mogą mieć zmiany pokrycia terenu, w tym w szczególności zmiany zdolności systemu do retencjonowania wody, takie jak przekształcenie terenów podmokłych czy zastąpienie lasu gruntami uprawnymi czy gruntów uprawnych terenem zurbanizowanym.

• Przeciwdziałanie erozji. Pokrywa roślinna odgrywa ważną rolę w retencji glebowej i zapobieganiu osuwiskom. • Oczyszczanie wody i przetwarzanie odpadów. Ekosystemy mogą być źródłem zanieczyszczeń w wodzie słodkiej,

ale mogą także pomagać filtrować i rozkładać odpady organiczne wprowadzone do wód śródlądowych oraz ekosystemów przybrzeżnych i morskich.

• Regulacja chorób człowieka. Zmiany w ekosystemach mogą bezpośrednio zmienić rozpowszechnienie ludzkich patogenów, np. cholery, i wektorów chorób, takich jak komary.

• Regulacja biologiczna. Zmiany w ekosystemie wpływają na częstość występowania szkodników i chorób upraw i zwierząt gospodarskich.

• Zapylanie. Zmiany w ekosystemie wpływają na rozmieszczenie, obfitość i skuteczność owadów zapylających. • Osłabianie huraganów i sztormów. Obecność ekosystemów przybrzeżnych, takich jak lasy namorzynowe i rafy

koralowe, może w ogromnym stopniu ograniczyć szkody powodowane przez huragany i duże fale.

150

Usługi kulturowe: Są to niematerialne korzyści, jakie ludzie uzyskują z ekosystemów poprzez wzbogacenie duchowe, rozwój poznawczy, refleksję, rekreację i doznania estetyczne, w tym: • Różnorodność kulturowa. Różnorodność ekosystemów jest jednym z czynników wpływających na różnorodność

kultur. • Wartości duchowe i religijne. Wiele religii wiąże wartości duchowe i religijne z ekosystemami lub ich elementami. • Systemy wiedzy (tradycyjne i formalne). Ekosystemy wywierają wpływ na typy systemów wiedzy

wypracowywane przez różne kultury. • Wartości edukacyjne. W wielu społeczeństwach ekosystemy oraz ich składniki i procesy stanowią podstawę

edukacji zarówno formalnej, jak i nieformalnej. • Inspiracja. Ekosystemy są bogatym źródłem inspiracji dla sztuki, folkloru, symboli narodowych, architektury

i reklamy. • Wartości estetyczne. Wiele osób odnajduje piękno lub walory estetyczne w różnych aspektach ekosystemów, co

znajduje odzwierciedlenie we wspieraniu parków, dróg widokowych i w wyborze miejsca zamieszkania. • Relacje społeczne. Ekosystemy wywierają wpływ na rodzaje relacji społecznych, jakie tworzą się

w poszczególnych kulturach. Na przykład relacje społeczne w społeczeństwach rybackich pod wieloma względami różnią się od relacji w społeczeństwach koczowniczo-pasterskich czy rolniczych.

• Poczucie przynależności do danego miejsca. Wiele osób ceni poczucie przynależności, jakie wiąże się z określonymi cechami ich środowiska, w tym aspektami ekosystemu.

• Dziedzictwo kulturowe. Wiele społeczeństw przypisuje dużą wartość zachowaniu krajobrazów ważnych z historycznego punktu widzenia (krajobrazów kulturowych) czy gatunków ważnych z kulturowego punktu widzenia.

• Rekreacja i ekoturystyka. Ludzie często dokonują wyboru miejsca spędzania wolnego czasu, kierując się po części cechami naturalnych i kulturowych krajobrazów w poszczególnych lokalizacjach.

Usługi kulturowe często są ściśle powiązane z wartościami i zachowaniem człowieka, a także z instytucjami ludzkimi oraz wzorcami organizacji życia społecznego, gospodarczego i politycznego. Zatem usługi kulturowe częściej niż na przykład znaczenie produkcji żywności będą w różny sposób postrzegane przez jednostki i społeczności. Usługi wspomagające: Są to usługi niezbędne do generowania wszystkich pozostałych usług ekosystemowych. Różnią się od usług zaopatrzeniowych, regulacyjnych i kulturowych tym, że ich oddziaływanie na ludzi jest albo pośrednie, albo zachodzi na przestrzeni długiego okresu, podczas gdy zmiany w pozostałych kategoriach wywierają na ludzi stosunkowo bezpośredni i krótkoterminowy wpływ. (Niektóre usługi, jak np. przeciwdziałanie erozji można zaliczyć zarówno do usług wspomagających, jak i regulacyjnych, w zależności od skali czasowej i tego, jak szybko ich wpływ odczują ludzie.) Na przykład ludzie nie korzystają bezpośrednio z usług dotyczących tworzenia gleby, choć zmiany w tym zakresie odczuliby pośrednio poprzez ich oddziaływanie na usługę zaopatrzeniową w zakresie produkcji żywności. Podobnie regulacja klimatu została zaszeregowana jako usługa regulacyjna, ponieważ zmiany w ekosystemie mogą mieć wpływ na lokalny lub globalny klimat w skali czasowej istotnej dla ludzkich procesów decyzyjnych (dziesiątki lub setki lat), podczas gdy produkcja tlenu (w procesie fotosyntezy) została zaszeregowana jako usługa wspomagająca, ponieważ może wywrzeć jakikolwiek wpływ na stężenie tlenu w atmosferze jedynie w bardzo długim okresie. Inne przykłady usług wspomagających to obieg składników pokarmowych, obieg wody i zapewnianie siedlisk.

151

18. ZAŁĄCZNIK: ZABEZPIECZENIE FINANSOWE Po dokonaniu przez państwa członkowskie transpozycji dyrektywy ELD do prawa krajowego zaczęły się pojawiać różnorodne rozwiązania ubezpieczeniowe. W szczególności coraz częściej oferuje się następujące możliwości: • specjalne rozszerzenie zakresu ubezpieczenia odpowiedzialności cywilnej ogólnej; • rozszerzenie zakresu niepowiązanego ubezpieczenia od odpowiedzialności za szkody w środowisku (zazwyczaj

wymaganego w odniesieniu do szkód wyrządzonych przyrodzie i gatunkom). Ubezpieczenie jest często wykorzystywane i oceniane jako właściwy sposób ochrony podmiotu gospodarczego przed konsekwencjami finansowymi związanymi z konkretnymi lecz nieprzewidywalnymi zdarzeniami w ramach ustalonego z góry zakresu umowy ubezpieczeniowej. Zakres ubezpieczenia jest uzależniony od potrzeb podmiotu gospodarczego, tzn. jego działalności, potencjalnych receptorów, otoczenia prawnego, zarządzania ryzykiem środowiskowym przez dany podmiot gospodarczy. Pod tym względem mogą występować różnice pomiędzy poszczególnymi podmiotami gospodarczymi, a także pomiędzy państwami członkowskimi. Suma ubezpieczenia to ustalenie umowne między ubezpieczycielem a ubezpieczającym uwzględniające wymienione potrzeby i sytuację ubezpieczonego oraz gotowość danego ubezpieczyciela do ponoszenia ryzyka. Choć na rynku UE można obecnie ubezpieczyć znaczną część odpowiedzialności związanej z dyrektywą, suma wszystkich zobowiązań zazwyczaj nie jest równa zakresowi umowy ubezpieczeniowej, gdyż umowa ta może obejmować inherentne ograniczenia i limity ochrony ubezpieczeniowej, takie jak wyłączenie czynów celowych, kar i grzywien oraz stopniowo następujących zdarzeń prowadzących do szkody w środowisku, zanieczyszczeń o charakterze rozproszonym itd. Zapobieganie i zaradzanie szkodom w środowisku zgodnie z przepisami transponującymi dyrektywę to zagadnienie bardzo złożone obejmujące określenie i ocenę utraconych usług ekosystemowych, przewidywanych odpowiednich działań naprawczych oraz długoterminowego charakteru szkody. Doświadczenia wielu państw członkowskich (np. Niemiec, Francji, Włoch) pokazują, że opisany powyżej mechanizm ubezpieczeniowy sprawdził się na wolnym rynku, gdzie ubezpieczający mogą decydować, jaki zakres ryzyka chcą przenieść na sektor ubezpieczeniowy, a ubezpieczyciele mogą decydować, na jakich warunkach zaakceptują to ryzyko. Zalecane jest regularne dokonywanie przeglądu umów ubezpieczeniowych, aby uwzględnić potencjalne zmiany w działalności ubezpieczonego czy zmiany otoczenia prawnego, takie jak wdrażanie dyrektywy ELD. Na przykład w Niemczech „polisy ELD” stały się już standardem dla narażonych na ryzyko sektorów i podmiotów gospodarczych i wśród 140 ubezpieczycieli oferujących ubezpieczenie odpowiedzialności wielu proponuje takie polisy. Większość tych zakładów ubezpieczeń oferuje ubezpieczenie na podstawie niewiążącego wzorca umowy opracowanego przez Niemieckie Stowarzyszenie Ubezpieczycieli (GDV). Zakłady ubezpieczeń zapewniają ubezpieczenie samodzielnie, nie w ramach grup ubezpieczeniowych zawierających porozumienie o podziale ryzyka. Można uznać, że w Niemczech istnieje najbardziej rozwinięty rynek polis ELD (Nils Hellberg (Leiter Haftpflicht, Kredit, Transport und Luftfahrtversicherung GDV), e-mail z 11 listopada 2012 r.). W sprawozdaniu z 2010 r. Komisja, we współpracy z ekspertami i zainteresowanymi stronami, uznała, że jest za wcześnie na to, by zalecić wprowadzenie obowiązkowego systemu zharmonizowanego w całej UE. Zasugerowała jednak, by obowiązkowe systemy zabezpieczenia finansowego, tam, gdzie są wprowadzane, opierały się na swego

152

rodzaju podejściu stopniowym, przewidywały wyłączenie działalności o niskim poziomie ryzyka i ustanawiały limity wymaganego zabezpieczenia finansowego. Podejście stopniowe oznacza stopniowe wprowadzanie zabezpieczenia finansowego dla różnych typów ryzyka i sektorów przemysłowych lub zobowiązań. Niektóre państwa członkowskie, które przyjęły system obowiązkowego zabezpieczenia, ograniczyły ten obowiązek do wymienionych w załączniku III działań, w przypadku których wymagane jest zezwolenie, zgoda lub rejestracja, natomiast inne państwa nałożyły ten obowiązek tylko w odniesieniu do niektórych działań wymienionych w załączniku III, począwszy od tych związanych z największym ryzykiem (na Węgrzech obowiązek ten dotyczy tylko instalacji IPPC). W Hiszpanii ustawa nr 26/2007 z 23 października przewiduje, że podmioty gospodarcze wskazane w załączniku III do dyrektywy muszą przeprowadzić ocenę ryzyka środowiskowego, aby poznać wielkość potencjalnego zagrożenia dla środowiska wynikającego z ich działań. Limit, powyżej którego zabezpieczenie finansowe staje się obowiązkowe, jest uzależniony od tego, czy podmiot ma certyfikację EMAS lub ISO: • podmioty niemające systemu zarządzania środowiskowego z certyfikatem EMAS lub ISO muszą ustanowić

zabezpieczenie finansowe, jeśli w ocenie ryzyka środowiskowego oszacowano potencjalną szkodę na 300 000 EUR lub więcej;

• podmioty mające system zarządzania środowiskowego z certyfikatem EMAS lub ISO muszą ustanowić zabezpieczenie finansowe, jeśli w ocenie ryzyka środowiskowego oszacowano potencjalną szkodę na 2 000 000 EUR lub więcej.

Ocena ryzyka środowiskowego jest nie tylko narzędziem służącym do ustalenia, czy podmiot gospodarczy ma obowiązek ustanowić zabezpieczenie finansowe, i określenia wielkości zabezpieczenia, ale także narzędziem podejmowania decyzji i zarządzania ryzykiem, które umożliwia podmiotom gospodarczym wdrożenie rozwiązań ograniczających potencjalne ryzyko, z jakim mają do czynienia, i minimalizujących potencjalne konsekwencje. Art. 14 ust. 3 czeskiej ustawy nr 167/2008 o odpowiedzialności za szkody w środowisku stanowi, że „zabezpieczenia finansowego nie musi utrzymywać podmiot gospodarczy, który wykaże na podstawie oceny ryzyka, że prowadzona działalność może spowodować szkodę w środowisku, której naprawa będzie się wiązała z kosztami niższymi niż 20 000 000 CZK, lub szkodę, której naprawa będzie się wiązała z kosztami wyższymi niż 20 000 000 CZK, ale podmiot gospodarczy jest jednocześnie zarejestrowany w programie EMAS18) lub w możliwy do udowodnienia sposób rozpoczął działania wymagane do rejestracji w tym programie lub też posiada uznany certyfikowany system zarządzania środowiskowego zgodny z normami serii ČSN EN ISO 14000 lub w możliwy do udowodnienia sposób rozpoczął działania wymagane do uzyskania tej certyfikacji”. Ramka A.1 zawiera informacje dotyczące zabezpieczenia finansowego w wybranych państwach członkowskich. Ramka A.1. Zabezpieczenie finansowe w ustawodawstwie wybranych państw członkowskich 1. Hiszpańska ustawa nr 26/2007 o odpowiedzialności za szkody w środowisku (art. 26 – formy zabezpieczenia finansowego) Zabezpieczenie finansowe może zostać ustanowione w dowolny z poniższych sposobów, które mogą być alternatywne lub uzupełniać się, jeśli chodzi o kwotę i zabezpieczane zdarzenia:

153

a) polisa ubezpieczeniowa zgodna z ustawą nr 50/1980 z 8 października o umowach ubezpieczeniowych, wykupiona w zakładzie ubezpieczeń posiadającym zezwolenie na prowadzenie działalności w Hiszpanii; w takim przypadku zadania, o których mowa w art. 33, wykonuje Konsorcjum Ubezpieczeń Odszkodowawczych; b) gwarancja udzielona przez instytucję finansową posiadającą zezwolenie na prowadzenie działalności w Hiszpanii; c) ustanowienie rezerwy technicznej w formie specjalnie utworzonego funduszu złożonego z inwestycji finansowych gwarantowanych przez sektor publiczny. Wybrane zabezpieczenie finansowe może obejmować warunki ograniczające lub zawężające przewidziane w niniejszej sekcji lub inne warunki przewidziane w prawie. 2. Portugalski dekret z mocą ustawy nr 147/2008 (art. 22 – obowiązkowe zabezpieczenie finansowe) 1. Podmioty gospodarcze prowadzące działalność zawodową wymienioną w załączniku III mają obowiązek ustanowić co najmniej jedną niezależną, alternatywną lub uzupełniającą gwarancję finansową umożliwiającą im wywiązanie się z odpowiedzialności za szkody w środowisku. 2. Zabezpieczenie finansowe można uzyskać poprzez wykupienie polisy ubezpieczeniowej, uzyskanie gwarancji bankowej, udział w funduszu środowiskowym lub ustanowienie specjalnego funduszu zarezerwowanego na ten cel. 3. Gwarancje podlegają zasadzie wyłączności, nie mogą zostać wykorzystane na inny cel ani być przedmiotem częściowego lub całkowitego, pierwotnego lub późniejszego obciążenia. 4. Członkowie rządu odpowiedzialni za finanse, środowisko i gospodarkę mogą w drodze rozporządzenia ustanowić niższe progi dla obowiązku ustanawiania zabezpieczenia finansowego, w zależności od: a) zakresu działalności objętej zabezpieczeniem; b) rodzaju ryzyka, jakiego musi dotyczyć zabezpieczenie; c) okresu obowiązywania rękojmi; d) zakresu czasowego stosowania gwarancji; e) minimalnej kwoty, jakiej musi dotyczyć gwarancja. 3. Bułgarska ustawa z 29 kwietnia 2008 r. o zapobieganiu szkodom w środowisku i ich naprawie (art. 43) 1) Podmioty gospodarcze prowadzące działania wymienione w załączniku 1 gwarantują pod względem finansowym realizację działań zapobiegawczych i naprawczych w przewidzianych prawem przypadkach przynajmniej na jeden z poniższych sposobów: 1. (obowiązuje od 1 stycznia 2011 r.) polisa ubezpieczeniowa; 2. gwarancja bankowa; 3. hipoteka na nieruchomości i/lub prawa rzeczowe do niej; 4. zastaw na wpływach, majątku ruchomym lub papierach wartościowych. 2) (Od 1 stycznia 2011 r.) Podmioty gospodarcze prowadzące działania wymienione w załączniku 1 mogą przedstawić Ministerstwu Środowiska i Gospodarki Wodnej polisę ubezpieczeniową na rzecz Ministerstwa Środowiska i Gospodarki Wodnej pokrywającą ryzyko bezpośredniego zagrożenia wystąpieniem szkody w środowisku lub faktycznego wystąpienia szkody w środowisku, w ciągu siedmiu dni od podpisania umowy ubezpieczeniowej.

154

19. ZAŁĄCZNIK: OCENA SZKÓD ZA POMOCĄ ANALIZY RÓWNOWAŻNOŚCI W ZWIĄZKU Z ULOKOWANIEM FARMY WIATROWEJ

Ta analiza przypadku ilustruje zastosowanie analizy równoważności zasobów do oceny ex ante potencjalnych szkód związanych z ulokowaniem farmy wiatrowej. Turbiny wiatrowe umieszczone na trasach wędrówkowych powodują stały niski poziom śmiertelności ptaków. Farmy wiatrowe stanowią zagrożenie dla większości ptaków migrujących. Ofiarami najczęściej są ptaki z grupy drapieżnych. Szkody mogą wynikać ze zderzenia ze śmigłami rotora, drutami mocującymi, wieżą czy liniami przesyłowymi. Kiedy ptak ginie wskutek kolizji z turbiną wiatrową lub powiązaną z nią infrastrukturą, oznacza to utratę usług zapewnianych przez ptaki. Z około 500 gatunków ptaków żyjących w danym państwie członkowskim około 25% to gatunki chronione ze względu na zagrożenie wyginięciem, zgodnie z dyrektywą Rady 79/409/EWG z dnia 2 kwietnia 1979 r. w sprawie ochrony dzikiego ptactwa. Przeprowadzono analizę równoważności w ramach szerszej oceny ekonomicznej, aby poznać korzyści i koszty instalacji nowej farmy wiatrowej z 200 turbinami. Aby ocenić szkody dla ptaków z wykorzystaniem podejścia opartego na równoważności zasobów, trzeba wybrać jednostkę miary (miernik), która pozwoli określić je ilościowo. Istnieje szereg potencjalnych mierników, takich jak: jednostki powierzchni siedliska, liczba zabitych ptaków, łączna liczba utraconych lat życia ptaków czy łączna liczba utraconych ptaków i ich potomstwa. Na potrzeby tej analizy ustalono, że odpowiedni miernik to łączna liczba utraconych lat życia ptaków. Miernik ten uwzględnia liczbę zabitych ptaków oraz różnice co do klasy wieku i potencjału rozrodczego zabitych ptaków. Aby oszacować potencjalne szkody w ptakach (debet), jakie spowodowałaby farma wiatrowa, wykorzystuje się informacje i dane z istniejących farm. Podstawowa wykorzystana informacja to oczekiwana liczba zabitych drapieżników na turbinę na rok, co jest dobrym miernikiem łącznego oddziaływania na ptaki. Ze względu na zwyczaje migracyjne i ogólną cyrkulację powietrza drapieżniki są grupą ptaków, dla której turbiny wiatrowe stanowią największe zagrożenie. W analizie ustalono, że właściwe jest wykorzystanie zabijanych drapieżników jako miernika w analizie równoważności. Po dokonaniu przeglądu literatury dotyczącej liczby ptaków drapieżnych zabijanych co roku przez turbiny wiatrowe liczbę tę oszacowano na 0,05 osobnika/turbinę/rok. Dodatkowe badania pokazały, że bezpośrednimi obserwacjami były poparte dane dotyczące tylko około 50% zgonów ptaków. Posiadając te informacje oraz znane dane dotyczące klas wieku zaobserwowanych martwych ptaków drapieżnych i ich wydajności rozrodczej w różnym wieku, prowadzący analizę ustalili, że przez 25 lat funkcjonowania farmy wiatrowej 200 turbin spowodowałoby ubytek 900 lat życia ptaków drapieżnych w środowisku. Ten ubytek 900 lat życia drapieżników to debet w analizie równoważności. Aby wskazać możliwości kompensacji tego debetu (kredyty), analizujący przejrzeli dostępne informacje dotyczące typów działań, jakie można podjąć w celu poprawy przeżywalności i produktywności ptaków drapieżnych. Badania te skupiały się na działaniach, które mogą zwiększyć wylęgalność jaj, przeżywalność i wydajność rozrodczą. W wyniku tego przeglądu wskazano trzy typy projektów: programy wylęgowe, kontrola zanieczyszczeń i rehabilitacja ptaków

155

drapieżnych. Programy wylęgowe mają na celu pośrednią poprawę wylęgalności poprzez usuwanie jaj z gniazd, odchów piskląt w kontrolowanym środowisku i wypuszczanie młodych ptaków na wolność. Programy kontroli zanieczyszczeń zazwyczaj dotyczą usuwania ze środowiska zanieczyszczeń ograniczających produktywność, takich jak ołów. W ramach programów leczenia i rehabilitacji wyłapuje się chore lub zranione ptaki, pomaga się im w odzyskaniu zdrowia i ponownie wypuszcza na wolność. Na podstawie przeglądu literatury ustalono, że programy wylęgowe są najbardziej skuteczne, jeśli chodzi o szybkie bezpośrednie zwiększenie liczby ptaków drapieżnych w środowisku. Dokonano oceny programu wylęgowego pod kątem zwiększenia liczby ptaków drapieżnych na wolności. Dla każdego młodego ptaka wskaźnik przeżywalności w roku 1 zwiększyłby się o 25% i analizujący wyliczyli, że każdy jednoroczny ptak drapieżny z programu wylęgowego przyniósłby wzrost kredytu o 2,8 lat życia ptaków drapieżnych. Zgodnie z tymi obliczeniami program wylęgowy ptaków drapieżnych zakładający wypuszczanie 40 jednorocznych ptaków rocznie przez okres 10 lat wygenerowałby kredyt w postaci około 900 lat życia ptaków drapieżnych. Koszt programu wylęgowego obejmuje koszt wstępnego rozpoczęcia działalności, corocznych działań dotyczących wylęgu (zbierania jaj, wychowu i wypuszczania ptaków) oraz monitorowania. Szacunki kosztów różnią się w zależności od miejsca, ogólnej wielkości programu i tego, czy w jego realizację włączone są uniwersytet albo organizacja pozarządowa. W oparciu o szacunki dostępne prowadzącym analizę koszt określono na około 7 500 EUR na ptaka. W ciągu 10 lat funkcjonowania programu i dodatkowych 5 lat monitoringu łączny koszt programu wylęgowego w wartościach bieżących oszacowano na około 3 000 000 EUR. Podsumowując, rekompensata szkód w ptakach drapieżnych spowodowanych przez instalację 200-turbinowej farmy powietrznej mogłaby mieć formę programu aktywnego wspierania wylęgu. W programie konieczne byłoby wypuszczanie około 40 jednorocznych ptaków co roku przez 10 lat, żeby w pełni zrekompensować szkodę. Koszt przeprowadzenia takiego programu oraz monitorowania wyników i sprawozdawczości wyniósłby około 3 000 000 EUR.

156

20. ZAŁĄCZNIK: ĆWICZENIE Z OCENY SZKÓD W tym zadaniu czytelnik przeanalizuje materiały opisujące uwolnienie zanieczyszczeń wzdłuż wybrzeża40. Uczestnicy powinni podzielić się na małe grupy liczące dwie lub trzy osoby, aby przeprowadzić ocenę szkód i analizę równoważności. Zakłada się, że wykonanie całego ćwiczenia zabierze około trzech godzin. Podano sugerowany czas przewidziany na poszczególne części ćwiczenia. Materiały potrzebne do wykonania zadania to: • dyrektywa w sprawie odpowiedzialności za środowisko, • podręcznik na potrzeby dwudniowego szkolenia dotyczącego dyrektywy. Ćwiczenie jest podzielone na cztery części: 1) przeprowadzenie oceny wstępnej w celu ustalenia, na jakiej podstawie zdarzenie kwalifikuje się do oceny szkód

przewidzianej w dyrektywie, 2) określenie poszczególnych kategorii szkód i odpowiednich metod oceny, 3) zastosowanie metod oceny w odniesieniu do wybranych szkód, 4) grupowa dyskusja uczestników warsztatów. Opis zdarzenia 20 czerwca 2011 r. w rafinerii ropy naftowej zaczął przeciekać zbiornik magazynowy wypełniony setkami tysięcy litrów ropy. Znaczna część ropy została zatrzymana w obszarze bezpieczeństwa otaczającym zbiornik. Zawór spustowy obszaru bezpieczeństwa, przewidziany, by umożliwić usunięcie wód opadowych, został przypadkowo pozostawiony otwarty, w związku z czym ropa wypłynęła z obszaru bezpieczeństwa do pobliskiego strumienia i na pobliskie tereny podmokłe. Około 2,5 km strumienia słodkowodnego i ok. 50 ha terenów podmokłych uległo zanieczyszczeniu ropą naftową. Ropa pokryła około 35 ha terenów podmokłych do głębokości ponad 10 cm, zanim wypłynęła na wody zatoki. Zasadniczo stan ochrony terenów podmokłych w tym regionie uznaje się za właściwy. Zanim udało się odnaleźć i zatamować źródło wycieku, około 2,5 mln litrów ciężkiej ropy naftowej dostało się do środowiska. Na wyciek zareagowało wielu pracowników agencji właściwego organu, przedstawicieli przedsiębiorstwa naftowego, podmiotów zajmujących się usuwaniem skutków takich zdarzeń, naukowców i innych osób. Aby zebrać możliwie najwięcej ropy, osoby usuwające zanieczyszczenie posłużyły się sprzętem do zbierania oleju z powierzchni wody, zaporami i materiałami sorbującymi. Po usunięciu maksymalnie dużej ilości ropy unoszącej się na wodzie rozpoczęto oczyszczanie linii brzegowej. Oczyszczanie nadbrzeży w miastach nad zatoką obejmowało czyszczenie wodą pod dużym ciśnieniem w celu usunięcia ropy z doków, pirsów i opasek brzegowych. Ropę w korycie strumienia poruszono, aby uwolniła się jak największa jej ilość. Aby zapobiec ponownemu zanieczyszczeniu rzeki ropą, usunięto znaczną część roślinności łęgowej, takiej jak wierzby i pałki wodne, rosnącej przy 1,5-kilometrowym odcinku cieku. Ponieważ tak dużo ropy pozostało w bagnie i przed długi czas byłoby źródłem stałego dalszego uwalniania się zanieczyszczeń, osuszono 35 ha zanieczyszczonych ciężkimi frakcjami ropy terenów podmokłych, na których wycięto zanieczyszczoną roślinność i zdjęto 10 cm wierzchniej warstwy gleby.

40 Fakty podane w ćwiczeniu pochodzą z szeregu rzeczywistych przypadków, w których przeprowadzono działania z zakresu oceny szkód.

157

Co uległo szkodzie? Wyciek miał skutki dla dzikiej fauny i flory, siedlisk oraz użytkowania przez człowieka w celach rekreacyjnych. Szkody obejmowały bezpośrednie oddziaływanie na rośliny i dzikie zwierzęta, szkody w siedliskach oraz obszarach rekreacyjnych. Z powodu wycieku ropy zamknięto plaże służące rekreacji i połowom rekreacyjnym. Dotknięte szkodą zostały w szczególności następujące zasoby naturalne i usługi: Dzikie zwierzęta: Ryby: W rzece żyło wiele gatunków ryb słodkowodnych. Zabite zostały wszystkie ryby na tym odcinku cieku. Tuż po wycieku zebrano około 2000 kg martwych ryb. Szacuje się, że stanowiło to ok. 50% całkowitej liczby ryb, które zdechły w wyniku wycieku. Ptaki: Ponad 20 gatunków ptaków uległo zaolejeniu. Były to zwłaszcza grążyce, ptaki brodzące i siewkowce. Dwa z dotkniętych gatunków, morzyk marmurkowy i sieweczka jasna, to gatunki o specjalnym statusie ochronnym. Ponad 2500 ptaków zostało zebranych martwych lub zdechło po złapaniu. Szacuje się, że prawdopodobnie zdechło trzy razy tyle ptaków, ale nie zostały one zebrane przez oczyszczających, gdyż niemożliwe było ich odnalezienie. Dalsze 3000 zaolejonych ptaków zostało oczyszczone przez ludzi i wypuszczone z powrotem na wolność. Siedliska wybrzeża Ciek słodkowodny: Poważnemu zanieczyszczeniu ropą uległy ok. 3 km cieku słodkowodnego. Ropa wymieszała się z wodą, jej część osadziła się na dnie cieku; usunięto zaolejone siedlisko łęgowe wzdłuż brzegów rzeki. Poruszenie dna cieku w celu usunięcia ropy spowodowało przemieszczenie lub wyginięcie większości bezkręgowców bentosowych na odcinku 2,5 km. Tereny podmokłe: Zanieczyszczeniu ropą uległo ok. 50 ha siedliska podmokłego, z czego 35 ha uległo zanieczyszczeniu ciężkimi frakcjami ropy naftowej. W ramach podstawowych środków zaradczych usunięto 35 ha terenów podmokłych, aby ograniczyć długoterminową ekspozycję zwierząt na ropę. Oczekuje się, że powrót tych terenów podmokłych i struktury podglebia do warunków początkowych zajmie około 25 lat. Dalszych 15 ha uległo zanieczyszczeniu lekkimi frakcjami ropy i ich regeneracja ma wymagać ok. 4 lat. Piaszczyste plaże: Zanieczyszczeniu ropą uległy ok. 2000 metrów piaszczystej plaży przy linii brzegowej. Około połowa z nich uległa zanieczyszczeniu ciężkimi frakcjami ropy, a połowa lekkimi. W związku z zanieczyszczeniem i oczyszczaniem plaże były niedostępne dla działalności rekreacyjnej przez około dwa miesiące. Po ponownym otwarciu plaż ludzie stopniowo na nie powrócili. Po około miesiącu poziom wykorzystania plaży powrócił do stanu początkowego. W tym czasie utracono około 500 tys. użytkownikodni rekreacji na plaży. OCENA WSTĘPNA (30 min): W ramach oceny wstępnej należy rozważyć następujące informacje: • ogólny opis zdarzenia – miejsce, mechanizm, podmiot gospodarczy; • rodzaj materiałów uwolnionych w wyniku zdarzenia lub fizyczne szkody spowodowane przez zdarzenie; • ilość materiałów uwolnionych w wyniku zdarzenia; • typy siedlisk lub środowisk zanieczyszczonych w wyniku uwolnienia materiałów;

158

• ogólne fizyczne rozmiary zdarzenia – hektary, metry rzeki, litry wód podziemnych itd.; • rodzaje zwierząt, roślin i siedlisk, które potencjalnie doznały szkody w wyniku zdarzenia; • ewentualne zaobserwowane przypadki śmierci zwierząt lub obumarcia roślin w wyniku zdarzenia. Ocena wstępna będzie obejmowała wstępne ustalenie i uzasadnienie oparte na następujących kwestiach: • Czy zdarzenie wchodzi w zakres obowiązywania dyrektywy ELD? • Czy zdarzenie objęte jest międzynarodowymi konwencjami wyliczonymi w załączniku IV do dyrektywy, co

ograniczyłoby zakres stosowania dyrektywy? • Czy mają zastosowanie inne wyjątki i linie obrony? • Czy jest to działalność zawodowa wymieniona w załączniku III do dyrektywy? • Czy odpowiedzialność za zdarzenie jest odpowiedzialnością na zasadzie winy? • Związek przyczynowy: Czy jest prawdopodobne, że istnieje związek przyczynowy między uwolnieniem a szkodą? • Waga: Czy jest prawdopodobne, że szkoda będzie poważna? OKREŚLENIE POSZCZEGÓLNYCH KATEGORII SZKÓD I ODPOWIEDNICH METOD OCENY I ANALIZY RÓWNOWAŻNOŚCI (30 min): Opracowując ogólne podejście do oceny, należy rozważyć następujące pytania: • Czy zakłada się, że podstawowe środki zaradcze będą wystarczające do zaradzenia szkodom? • Czy zakłada się, że można wdrożyć uzupełniające środki zaradcze dotyczące terenów podmokłych, ptaków i plaż? • Jakie są możliwe sposoby podejścia do określenia skali uzupełniających środków zaradczych dotyczących różnych

kategorii szkód? • Jakie siedliska czy gatunki można grupować na potrzeby oceny, a jakie siedliska czy gatunki można oceniać

indywidualnie? • Jakie metody analizy równoważności będą odpowiednie do pomiaru kompensacyjnych środków zaradczych? • Jakie informacje są potrzebne, by móc zakończyć ocenę? • Jeśliby chcieć przeprowadzić analizę równoważności kompensacyjnych środków zaradczych w odniesieniu do

szkód w terenach podmokłych i utraconych możliwości rekreacyjnego użytkowania plaż, jakie sposoby podejścia byłyby właściwe? Jakie konkretne dane byłyby potrzebne?

ZASTOSOWANIE ANALIZY RÓWNOWAŻNOŚCI (1,5 godz.): Poniżej podano dodatkowe informacje pozwalające zastosować analizę równoważności w odniesieniu do szkód w terenach podmokłych powstałych w wyniku wycieku. Dodatkowe informacje do przeprowadzenia analizy równoważności siedlisk w odniesieniu do utraconych terenów podmokłych: Powierzchnia utraconych terenów podmokłych: 35 ha poważnie zanieczyszczonych ropą, 15 ha zanieczyszczonych w stopniu średnim Wstępny poziom szkód (na podstawie utraty pokrywy roślinnej i struktury podpowierzchniowej): obszary zanieczyszczone ciężkimi frakcjami ropy naftowej – 100% utraty; obszary zanieczyszczone lekkimi frakcjami ropy – 25% utraty

159

Liczba lat do czasu pełnej regeneracji siedliska podmokłego: obszary zanieczyszczone ciężkimi frakcjami ropy naftowej – 25 lat; obszary zanieczyszczone lekkimi frakcjami ropy – 4 lata Istnieją dwa obszary, na których możliwe byłoby wdrożenie kompensacyjnych środków zaradczych. • Obszar A to 250 hektarów zniszczonych terenów podmokłych odległych o ok. 15 km od miejsca zdarzenia. Tereny

te funkcjonują na poziomie 75% maksymalnego potencjału ekologicznego. Jeśli ich stan zostanie poprawiony, tereny te zapewniałyby zasoby i usługi tego samego typu gatunków roślin i dzikich zwierząt jak tereny podmokłe, które doznały szkody w wyniku zanieczyszczenia ropą. Można byłoby podjąć działania, aby poprawić stan tych terenów podmokłych i zwiększyć ich funkcjonalność ekologiczną z 75 do 100%, dzięki czemu osiągnięto by właściwy stan ich ochrony. Około 2 lata zajęłoby opracowanie i zaplanowanie konkretnych środków zaradczych oraz uzyskanie odpowiednich pozwoleń, a kolejne dwa lata upłynęłyby, zanim środki te zaczęłyby w pełni przynosić efekty. Oczekuje się, że ulepszone tereny podmokłe przetrwają co najmniej 50 lat. Koszt wdrożenia środków zaradczych to około 25 000 EUR na hektar.

• Obszar B to 100 hektarów zniszczonych terenów podmokłych odległych o ok. 30 km od miejsca zdarzenia. Tereny

te są silnie zdegradowane i funkcjonują na poziomie 25% swego maksymalnego potencjału ekologicznego. Jeśli ich stan zostanie poprawiony, tereny te zapewniałyby zasoby i usługi podobnego typu gatunków dzikich roślin i zwierząt jak tereny podmokłe uszkodzone poprzez zanieczyszczenie ropą. Można byłoby podjąć działania, aby poprawić stan tych terenów podmokłych i zwiększyć ich funkcjonalność ekologiczną z 25 do 100%, dzięki czemu stan ich ochrony bardziej zbliżyłby się do właściwego. Około 2 lat zajęłoby opracowanie i zaplanowanie konkretnych środków zaradczych oraz uzyskanie odpowiednich pozwoleń, a kolejne 5 lat upłynęłoby, zanim środki te zaczęłyby w pełni przynosić efekty. Oczekuje się, że ulepszone tereny podmokłe przetrwają co najmniej 50 lat. Koszt wdrożenia środków zaradczych to około 50 000 EUR na hektar.

Pytania, na które należy odpowiedzieć w ramach analizy równoważności (1 godz.): • Jaki debet, wyrażony jako utracone usługi terenów podmokłych w ciągu roku, spowodowało zanieczyszczenie ropą? • Jakiej wielkości kredyt można by wytworzyć na dwóch obszarach potencjalnie objętych środkami zaradczymi – na

obszarze A i B? • Jakie rodzaje kredytu zostałyby zapewnione przez każdy obszar objęty środkami zaradczymi i komu by służyły? • Na którym z obszarów kompensacyjne środki zaradcze byłyby najbardziej opłacalne? • Jaki jest koszt kompensacyjnych środków zaradczych? • Jakie nasilenie monitorowania i sprawozdawczości pozwoliłoby zrozumieć ulepszenia faktycznie wynikające

z kompensacyjnych środków zaradczych? • Jakiego rodzaju działania z zakresu zarządzania adaptacyjnego mogą być konieczne, jeśli wybrane środki zaradcze

nie będą działały zgodnie z planem (np. będą wymagały więcej czasu, nie przyniosą pełnego spektrum korzyści)? • Jaki jest przewidywany całkowity koszt oceny?

o Koszt przeprowadzenia oceny, w tym oceny wstępnej? o Koszt kompensacyjnych środków zaradczych? o Koszt monitorowania i sprawozdawczości? o Nieprzewidziane koszty?

Zobacz także dokument Excel powiązany z tym przykładem. Nazwa pliku: <<ELD_2 Days Training example worksheet.xls>>

Dla Dyrekcji Generalnej ds. rodowiska Komisji Europejskiej Sygnatura umowy 070307/2012...

Documents

Transcript of Dla Dyrekcji Generalnej ds. rodowiska Komisji Europejskiej Sygnatura umowy 070307/2012...