De Europese Kaderrichtlijn Water: kostenterugwinning en vervuiler

UNIVERSITEIT GENT
FACULTEIT ECONOMIE EN BEDRIJFSKUNDE
ACADEMIEJAAR 2005 – 2006
De Europese Kaderrichtlijn Water:
kostenterugwinning en vervuiler betaalt principe
toegepast op de huishoudelijke sector
Scriptie voorgedragen tot het bekomen van de graad van licentiaat in de
economische wetenschappen
Steven Bielen
onder leiding van
Prof. Jan Jaap Bouma
UNIVERSITEIT GENT
FACULTEIT ECONOMIE EN BEDRIJFSKUNDE
ACADEMIEJAAR 2005 – 2006
De Europese Kaderrichtlijn Water:
kostenterugwinning en vervuiler betaalt principe
toegepast op de huishoudelijke sector
Scriptie voorgedragen tot het bekomen van de graad van licentiaat in de
economische wetenschappen
Steven Bielen
onder leiding van
Prof. Jan Jaap Bouma
Permission
Woord vooraf
Graag zou ik mijn dank willen betuigen aan alle personen die een bijdrage hebben geleverd
aan het tot stand komen van deze scriptie.
In de eerste plaats bedank ik Prof. Jan Jaap Bouma om mij de mogelijkheid te bieden dit
onderwerp te behandelen.
Het resultaat in de vorm van deze scriptie heb ik mede te danken aan Delphine François, die
steeds bereid was de nodige bijsturingen en kritische opmerkingen te geven.
Verder bedank ik Ludy Modderie voor de verhelderende inzichten uit ons gesprek.
Dit alles werd mogelijk dankzij mijn ouders die mij de kansen hebben gegeven mijn
interesses in een diploma om te zetten.
Tot slot wens ik mijn vriendin te bedanken voor haar onmisbare steun.
Augustus 2006,
Steven Bielen
The water flows in rivulets and streams,
to the grid on the street corner,
it stagnates and swells ...
Then it hides, disappears, becomes as one with the air we breathe.
It dims the light. It lengthens the hours for lovers, prolongs solitude, deepens misfortune.
Jaime Sabines
(1926 – 1999)
Inhoudsopgave
Inleiding.....................................................................................................................................1
Hoofdstuk 1: De Europese Kaderrichtlijn Water..................................................................3
1.1 Korte internationale geschiedenis.............................................................................3
1.2 Het Europees Milieubeleid.......................................................................................4
1.3 Het Europees Waterbeleid........................................................................................6
1.4 De toestand van de watervoorziening en het aquatisch milieu in Europa..............10
1.4.1 Drinkwaterkwaliteit..................................................................................11
1.4.2 Behandeling van afvalwater.....................................................................11
1.4.3 Waterreserves...........................................................................................13
1.4.4 Efficiëntie van het distributienet..............................................................14
1.5 De Europese Kaderrichtlijn Water..........................................................................15
1.5.1 Doel..........................................................................................................15
1.5.2 Implementatie...........................................................................................16
1.5.3 Tussentijdse evaluatie van de implementatie...........................................20
Hoofdstuk 2: Water: een economische benadering.............................................................23
2.1 Kenmerken van water.............................................................................................23
2.1.1 Vraag naar water......................................................................................26
2.1.2 Aanbod van water....................................................................................28
2.2 Allocatie van water binnen een gebruikersgroep....................................................30
2.3 Externaliteiten.........................................................................................................31
2.4 Optimaal niveau van vervuiling..............................................................................32
2.5 Allocatie van water tussen gebruikersgroepen.......................................................34
2.6 Intertemporele allocatie van water..........................................................................36
2.7 Waarderen van milieuwaarden...............................................................................38
2.7.1 Totale economische waarde.....................................................................38
2.7.2 Economische waarderingsmethoden........................................................40
Hoofdstuk 3: Kostenterugwinning binnen de Europese Kaderrichtlijn Water................43
3.1 Economische analyse..............................................................................................43
3.2 Economische kost....................................................................................................45
3.2.1 Financiële kosten......................................................................................46
3.2.2 Milieukosten.............................................................................................48
3.2.3 Kosten van hulpbronnen...........................................................................52
3.3 Evaluatie van de toepassing van het kostenterugwinningsbeginsel voor
waterdiensten..........................................................................................................53
Hoofdstuk 4: Het waterprijsbeleid als instrument voor de implementatie van de
Europese Kaderrichtlijn Water....................................................................56
4.1 Prijszetting..............................................................................................................56
4.1.1 Tariefstructuren........................................................................................56
4.1.2 Het vervuiler betaalt principe toegepast..................................................60
4.2 Waterprijsbeleid in de Europese lidstaten...............................................................62
Hoofdstuk 5: Toepassing op Vlaanderen..............................................................................67
5.1 Implementatie van de KRW in Vlaanderen............................................................67
5.1.1 Decreet Integraal Waterbeleid..................................................................67
5.1.2 Economische analyse op het Vlaamse niveau..........................................68
5.2 Overzicht van de drink – en afvalwatersector in Vlaanderen.................................71
5.2.1 Korte historische evolutie van de organisatie
van de drinkwatervoorziening..................................................................71
5.2.2 Huidige situatie in Vlaanderen.................................................................71
5.3 De waterprijs in Vlaanderen....................................................................................73
5.3.1 De prijsvorming........................................................................................73
5.3.2 Integrale drinkwaterfactuur......................................................................75
5.4 Toekomst drinkwatervoorziening in Vlaanderen?..............................................................81
Besluit.......................................................................................................................................87
Lijst van tabellen
Tabel 1: Vonnissen van het Europese Hof van Justitie betreffende de Europese
Waterrichtlijnen........................................................................................................9
Tabel 2: Kosten en baten bij de implementatie van de Europese Waterwetgeving...............10
Tabel 3: Stappenplan bij de implementatie van de KRW......................................................17
Tabel 4: Kenmerken van water..............................................................................................24
Tabel 6: Redenen waarom respondenten schoon water in Nederland belangrijk vinden......51
Tabel 7: Gemiddelde huishoudelijke drinkwaterprijs en afvalwaterprijs in Europese landen
in 1999 (in euro per m³)..........................................................................................62
Tabel 8: Drinkwaterconsumptie per capita in de Europese landen in 1999...........................66
Tabel 9: Verschil in kostenstructuur tussen AWW, Pidpa, VMW en TMVW in 2005.........74
Tabel 10: Eenheidstarieven milieuheffing van de Vlaamse Milieumaatschappij....................75
Tabel 11: Sociale compensatie factor als functie van het waterverbruik.................................76
Tabel 12: Opbouw van de integrale drinkwaterfactuur per drinkwatermaatschappij in
Vlaanderen vanaf 01/01/2006.................................................................................79
Tabel 13: Verwachte evolutie van het watergebruik van Vlaamse huishoudens 1999 – 2020
(in miljoen m³)........................................................................................................82
Tabel 14: Piekbelasting bij TMVW, AWW en Pidpa..............................................................84
Lijst van figuren
Figuur 1: Lozingen in kwetsbare gebieden en toereikende behandeling (situatie in 2001)...12
Figuur 2: Water exploitation index.........................................................................................13
Figuur 3: Lekkages in het stedelijke waterdistributienet........................................................14
Figuur 4: Integratie van de KRW ten opzichte van de vorige Waterrichtlijnen.....................16
Figuur 5: Enkele watergebruiken opgedeeld volgens rivaliteit en exclusiviteit.....................25
Figuur 6: Huishoudelijke watergebruiken..............................................................................26
Figuur 7: Huishoudelijke vraagcurve naar water....................................................................27
Figuur 8: De waterkringloop...................................................................................................28
Figuur 9: Gebruikte ruwe waterbronnen bij de productie van drinkwater in Europa.............29
Figuur 10: Allocatie van water................................................................................................30
Figuur 11: Optimale allocatie bij externaliteiten.....................................................................31
Figuur 12: Optimaal niveau van vervuiling.............................................................................34
Figuur 13: Allocatie tussen gebruikersgroepen.......................................................................35
Figuur 14: Intertemporele allocatie..........................................................................................37
Figuur 15: Economische kost...................................................................................................46
Figuur 16: Kwantificering van milieuschade...........................................................................49
Figuur 17: Marginale kost prijszetting in geval van toenemende schaalvoordelen.................57
Figuur 18: Verband watergebruik en veroorzaakte vervuiling................................................60
Inleiding
Er gaat zelden een dag voorbij zonder dat de media het hebben over waterproblematiek.
Schaarste en vervuiling zijn daarbij enkele problemen die dagelijks het leven van een groot
deel van de wereldbevolking dicteren.
De recente ontwikkelingen op het vlak van het Europees Waterbeleid bieden dan ook een
uitgelezen kans om dit beleid van naderbij te onderzoeken.
De titel van deze scriptie roept meteen de drie onderzoeksvragen op.
De eerste onderzoeksvraag die we stellen is:
“Waarom werd de Europese Kaderrichtlijn Water ingevoerd en wat zijn de vernieuwingen
en/of verbeteringen daarbij?”
Om hierop een antwoord te vinden gaan we in het eerste hoofdstuk na hoe het Europees
Waterbeleid voorheen werd gevoerd. We evalueren daarbij enerzijds het beleid op zich en
anderzijds het resultaat van dit beleid door de toestand van de watervoorziening en het
aquatisch milieu in Europa te beschrijven. We eindigen hoofdstuk 1 met de bespreking van de
Europese Kaderrichtlijn Water. Naast het doel en de implementatie komt een eerste evaluatie
ervan aan bod.
De tweede onderzoeksvraag luidt:
“Wat houdt kostenterugwinning in, hoe kan dit worden toegepast en wat zijn de eventuele
moeilijkheden hierbij?”
Kostenterugwinning van waterdiensten is één van de beginselen waarop de Europese
Kaderrichtlijn Water is gebaseerd. In hoofdstuk 2 bespreken we eerst de economische
principes die een antwoord kunnen geven op allocatievraagstukken en vervuiling. Daarnaast
belichten we de methodes die kunnen toegepast worden om milieugoederen en – diensten te
waarderen. In het daarop volgende hoofdstuk gaan we na hoe men kostenterugwinning tracht
te implementeren.
De derde onderzoeksvraag die we trachten te beantwoorden:
“Is het vervuiler betaalt principe toepasbaar binnen de huishoudelijke sector?”
In hoofdstuk 4 zullen we aantonen dat dit geen eenvoudige opdracht is. De wijze waarop het
vervuiler betaalt principe momenteel wordt toegepast heeft namelijk enkele belangrijke
tekortkomingen. Verder besteden we aandacht aan het prijsbeleid dat als instrument kan
dienen om de doelstellingen van de Europese Kaderrichtlijn Water te bereiken.
In het laatste hoofdstuk bespreken we bondig hoe de Europese Kaderrichtlijn Water in
Vlaanderen wordt geïmplementeerd. Daarin besteden we voornamelijk aandacht aan het
gevoerde prijsbeleid in Vlaanderen en de rol van de drinkwatermaatschappijen hierin. We
besluiten dit hoofdstuk door een mogelijk scenario te schetsen voor de toekomst van de
drinkwatervoorziening in Vlaanderen.
Doorheen deze scriptie zal regelmatig worden verwezen naar de Tussengemeentelijke
Maatschappij van Vlaanderen voor Watervoorziening (TMVW). Dit naar aanleiding van een
gesprek met Ludy Modderie, algemeen directeur TMVW, op 25 april 2006 te Gent.
Tot slot dienen we twee beperkingen / bemerkingen te maken bij het gevoerde onderzoek:
Ten eerste ligt de focus op de huishoudelijke sector, daar waar eigenlijk alle sectoren in kaart
dienen gebracht te worden. Deze selectie valt echter te motiveren, omdat binnen de Europese
Kaderrichtlijn Water er een duidelijke opdeling wordt voorgeschreven naar de verschillende
sectoren toe aangaande kostenterugwinning en toepassing van het vervuiler betaalt principe.
Ten tweede is omwille van het actuele karakter van het onderwerp het niet uitgesloten dat op
het moment van schrijven er op sommige vlakken al verdere ontwikkelingen zijn die hier nog
niet inbegrepen zijn. Daarmee samenhangend zijn niet altijd recente en/of accurate gegevens
beschikbaar van bepaalde variabelen.
Hoofdstuk 1: De Europese Kaderrichtlijn Water
De houding tegenover het milieu heeft de laatste 30 jaar een grote evolutie gekend. Enerzijds
groeide de bewustwording dat het milieu onze meest kostbare erfenis is en anderzijds werd
men geconfronteerd met milieuproblemen die dringend om een oplossing vroegen. In
paragraaf 1.1 wordt een niet-exhaustief overzicht gegeven van enkele belangrijke stappen die
dit internationale debat hebben vormgegeven, waarna we aandacht besteden aan de
ontwikkeling van het Europees Milieubeleid (paragraaf 1.2) en in het bijzonder het Europees
Waterbeleid (paragraaf 1.3). Vervolgens belichten we de toestand van de watervoorziening en
het aquatisch milieu in Europa (paragraaf 1.4) We besluiten met de bespreking van de
Europese Kaderrichtlijn Water (paragraaf 1.5).
1.1 Korte internationale geschiedenis
De start van het moderne milieudebat gaat terug tot 1972 waar in Stockholm de ‘United
Nations Conference on the Human Environment’ werd gehouden. Deze verwoordde de
bezorgdheid dat we in een stadium van ontwikkeling waren gekomen waarbij we rekening
dienen te houden met de impact van onze acties op het milieu. Het pleidooi luidde dat iedere
mens zijn verantwoordelijkheid dient te nemen voor het behoud van de natuurlijke omgeving.
De publicatie van ‘The limits to growth’ in 1972 door de denktank ‘The Club of Rome’ heeft
ongetwijfeld tot deze consensus bijgedragen. Deze conferentie wordt beschouwd als de start
van het internationale engagement om rond diverse milieuaspecten te werken.
Een mijlpaal in het internationale debat met betrekking tot waterkwesties was de ‘Dublin
International Conference on Water and the Environment’ in 1992. De twee belangrijke
principes die daar werden geformuleerd zijn de volgende: bij het voorzien, ontwikkelen en
beheren van water moeten alle belangengroepen betrokken worden (principe 2), daarnaast
stelde men dat water als een economisch goed moet erkend worden (principe 4) (cfr. infra
paragraaf 2.1). Dit komt erop neer dat men dient te vertrekken van het schaarse karakter van
water in waardering van het goed. Voorheen werd water voornamelijk beschouwd als een
zogenaamd sociaal goed, waarbij de nadruk éénzijdig werd gelegd op de idee dat iedere mens
toegang zou moeten hebben tot voldoende drinkbaar water. Zie in dat verband bijvoorbeeld de
‘International Drinking Water Supply and Sanitation Decade’ die vanaf 1981 tot 1990
gelanceerd werd door de Verenigde Naties met als inzet voldoende veilig drinkwater voor
iedereen tegen 1991. De aanpak was echter ontoereikend om deze ambitie waar te maken.
1.2 Het Europees Milieubeleid
Binnen Europa ontketende de “United Nations Conference on the Human Environment” in
1972 de oproep tot het voeren van een Europees Milieubeleid. Het verdrag van Rome in 1957
dat de oprichting van de EEG inhield, had tot dusver geen aandacht voor milieuaspecten. Op
de ‘Paris Summit’ in 1973 werd overgegaan tot het opzetten van een Europees Milieubeleid
dat werd geconcretiseerd in verschillende Milieu Actie Programma’s (‘Environmental Action
Programs’ (EAP’s)). Deze hebben als doel, naast de bescherming van de volksgezondheid en
het milieu, de harmonisatie van de milieuwetgeving binnen Europa. Op die manier creëert
men dezelfde ‘spelregels’ voor de Europese markt (Aubin et al, 2002, p 6). Egalisering van de
concurrentievoorwaarden is een noodzakelijke voorwaarde om mogelijke ‘milieu dumping1’
en protectionistische maatregelen door Europese lidstaten aan banden te kunnen leggen.
Immers, vanuit het standpunt van de Europese Unie zou dit een lagere welvaart betekenen
omdat de vrije handel binnen de Unie wordt verstoord.
De EAP’s moeten gezien worden als niet-bindende verklaringen die de principes en
prioriteiten van het milieubeleid weergeven. De belangrijkste principes waarop het Europese
milieubeleid is gesteund zijn:
-
Het subsidiariteitprincipe: milieubeleid moet gevoerd worden op het meest geschikte
beleidsniveau. Dit wil zeggen dat het Europese milieubeleid enkel die zaken zal
regelen die op een lager niveau (nationaal, regionaal of lokaal) minder effectief
kunnen gerealiseerd worden. Dit komt overeen met het decentralisatie principe. De
voordelen van decentralisatie zijn dat beleidsoplossingen beter rekening kunnen
houden met de lokale omstandigheden (kosten en preferenties) , bovendien zal de kost
van informatie en controle lager zijn (Folmer et al., 1997, p 62). Het optimale
beleidsniveau is bijgevolg gekoppeld aan de ruimtelijke dimensie. Dit betekent dus
ook dat grensoverschrijdende milieuproblemen een grensoverschrijdende aanpak
vereisen.
1
‘milieu dumping’ komt tot stand wanneer de overheid van een land lagere milieunormen oplegt dan haar
handelspartners. De binnenlandse bedrijven kunnen bijgevolg hun goederen op de internationale markt dumpen
aan relatief lagere prijzen.
-
Het standstillprincipe: stelt dat ecosystemen voor verdere achteruitgang moeten
worden behoed. Dit beginsel is aldus een minimumuitgangspunt waar de andere
principes op verder bouwen (Maes et al., 2003, p 28).
-
Het preventieprincipe: milieubeleid moet gericht zijn op het voorkomen van
vervuiling aan de bron en pas in tweede instantie op het corrigeren van milieuschade.
Dit principe heeft een vooruitziend karakter, omdat het, in combinatie met
aansprakelijkheid, een aansporing geeft aan de vervuilers om hun productieprocessen
te verbeteren zodat ze minder milieubelastend zijn (Folmer et al., 1997, p 280).
-
Het voorzorgsprincipe: stelt dat het ontbreken van wetenschappelijk bewijs of de
onzekerheid over de impact op het milieu geen reden mag zijn om aan milieubeleid te
verzaken. Het is voldoende dat er een potentieel risico bestaat dat er schade wordt
berokkend aan het milieu om corrigerende acties te ondernemen. Daarbij heeft het
milieubelang voorrang op economische belangen (Maes et al., 2003, p 34).
-
Het principe van economische efficiëntie en kosteneffectiviteit: het beleid moet
trachten om de beoogde milieubescherming tegen de laagst mogelijke kost te bereiken
en bovendien moet het een permanente stimulans geven voor verdere verbetering
(Folmer et al., 1997, p 281).
-
Het vervuiler betaalt principe: werd in 1972 door de Organisatie voor Economische
Samenwerking en Ontwikkeling (OESO) gedefinieerd als zijnde: “de vervuiler dient
de kosten van preventie en corrigerende maatregelen, gesteld door publieke
autoriteiten, te dragen om ervoor te zorgen dat het milieu in een aanvaarbare toestand
is.2” Dit beginsel wordt algemeen aanvaard in de beleidsverklaringen van
Internationale Instellingen en Verdragen (Maes et al., 2003, p 37). De toepassing van
dit principe komt verder in aan bod in hoofdstuk 4.
2
OECD Guiding Principles Concerning International Economic Aspects of Environmental Policies, 1972.
1.3 Het Europees Waterbeleid3
Het Europese waterbeleid vindt zijn oorsprong in 2 Richtlijnen4 die de basis hebben gelegd
voor de verdere uitbouw van de waterwetgeving (Europees Parlement, 2000, p 21).
In 1975 kwam de ‘Richtlijn 75/440/EEG van de Raad van 16 juni 1975 betreffende de
vereiste kwaliteit van het oppervlaktewater dat is bestemd voor de productie van drinkwater in
de lidstaten (de Oppervlaktewater Richtlijn)5’ tot stand. Zoals de naam het aangeeft was het
doel van deze richtlijn het verminderen en voorkomen van verontreiniging van
oppervlaktewater bestemd voor de productie van drinkwater. Daartoe werd oppervlaktewater
onderverdeeld
in
3
kwaliteitsklassen
al
naargelang
de
fysische,
chemische
en
microbiologische toestand. Per klasse werd een kwaliteitsbehandeling voorgeschreven
waaraan moest worden voldaan, opdat het oppervlaktewater als drinkwater kon worden
aangewend. De indeling was gebaseerd op kwaliteitsstandaarden (immissie-eisen) die voor
verschillende parameters werden vastgelegd. Per parameter werd vervolgens een grens – en
richtwaarde aangegeven. Grenswaarden stellen daarbij een bepaald kwaliteitsniveau voorop
dat minimaal gehaald moet worden, terwijl richtwaarden een kwaliteitsniveau voorschrijven
dat zoveel mogelijk moet worden bereikt en in stand moet worden gehouden eens het gehaald
is.
In 1976 werd de ‘Richtlijn 76/464/EEG van de Raad van 4 mei 1976 betreffende de
verontreiniging veroorzaakt door bepaalde gevaarlijke stoffen die in het aquatisch milieu van
de Gemeenschap worden geloosd’ overeengekomen. In tegenstelling tot de Oppervlaktewater
richtlijn schrijft deze richtlijn voor het eerst ook emissiegrenswaarden voor. Deze bepalen de
maximaal toelaatbare hoeveelheid van een bepaalde stof die in het water mag worden
geloosd. Er werd daarbij een onderscheid gemaakt tussen 2 groepen van stoffen: de
zogenaamde ‘zwarte lijst’ en de ‘grijze lijst’. Lozingen van de minder gevaarlijke stoffen uit
de grijze lijst dienden zoveel mogelijk te worden beperkt. Met betrekking tot stoffen uit de
zwarte lijst hadden de lidstaten de verplichting om verontreiniging als gevolg van emissies
geheel te voorkomen. Dit betekende echter niet dat geen enkele lozing van schadelijke stoffen
3
De in deze paragraaf gegeven samenvatting is in belangrijke mate gebaseerd op URL : <http://www.eumilieubeleid.nl> .
4
Een Richtlijn is enkel bindend wat betreft de doelstelling en niet wat betreft de wijze waarop deze wordt
geïmplementeerd.
5
Alle Richtlijnen kunnen geraadpleegd worden via URL : <http://europa.eu.int/eur-lex> .
in het aquatisch milieu toegelaten was. Verontreiniging wordt in de Richtlijn niet omschreven
aan de hand van de enkele aanwezigheid van bepaalde stoffen, maar aan de hand van de
negatieve effecten die de aanwezigheid van die stoffen kan hebben op de mens en het milieu.
Wanneer er juist sprake is van verontreiniging werd vervolgens vastgelegd in
‘dochterrichtlijnen’ die voor verschillende gevaarlijke stoffen emissiegrenswaarden en onder
druk van het Verenigd Koninkrijk ook waterkwaliteitsdoelstellingen voorschreven. Voor
iedere lozing van gevaarlijke stoffen was een vergunning vereist die emissienormen bevatte.
De lidstaten konden deze normen afleiden uit de emissiegrenswaarden of de
waterkwaliteitsdoelstellingen zoals deze vermeld zijn in de dochterrichtlijnen. In het laatste
geval diende men dan de emissiegerichte waterkwaliteitsdoelstelling te vertalen naar een
vergunningsnorm. Deze parallelle benadering heeft het beleid ten aanzien van gevaarlijke
stoffen in water ongetwijfeld bemoeilijkt.
Uit de 2 bovenvermelde Richtlijnen zijn een hele reeks nieuwe Richtlijnen ontwikkeld die
gebaseerd waren op dezelfde immissie – en emissiegerichte aanpak.
In lijn met de Oppervlaktewater Richtlijn kwamen achtereenvolgens de volgende richtlijnen
tot stand: ‘Richtlijn 76/160/EEG van de Raad van 8 december 1975 betreffende de kwaliteit
van het zwemwater’, ‘Richtlijn 78/659/EEG van de Raad van 18 juli 1978 betreffende de
kwaliteit van zoet water dat bescherming of verbetering behoeft ten einde geschikt te zijn
voor het leven van vissen’, ‘Richtlijn 79/923/EEG van de Raad van 30 oktober 1979 inzake
de vereiste kwaliteit van schelpdierwater’, ‘Richtlijn 80/778/EEG van de Raad van 15 juli
1980 betreffende de kwaliteit van voor menselijke consumptie bestemd water’. Deze laatste
werd herzien door ‘Richtlijn 98/83/EEG van de Raad van 3 november 1998 betreffende de
kwaliteit van voor menselijke consumptie bestemd water’. De lidstaten dienden ook hier deze
specifieke waterlichamen te beschrijven en moesten erop toezien dat de kwaliteit ervan in
overeenstemming is met de richtlijn, zoniet moesten zij maatregelen treffen ter verbetering
van de kwaliteit.
De ‘Richtlijn 76/464/EEG van de Raad van 4 mei 1976 betreffende de verontreiniging
veroorzaakt door bepaalde gevaarlijke stoffen die in het aquatisch milieu van de
Gemeenschap worden geloosd’ heeft zoals vermeld aanleiding gegeven tot dochterrichtlijnen
voor specifieke gevaarlijke stoffen. ‘Richtlijn 80/68/EEG van de Raad van 17 december 1979
betreffende de bescherming van het grondwater tegen verontreiniging veroorzaakt door de
lozing van bepaalde gevaarlijke stoffen’ vervangt de bepalingen die vastgelegd waren met
betrekking tot het grondwater in Richtlijn 76/464/EEG. In de‘Richtlijn 91/271/EEG van de
Raad van 21 mei 1991 inzake de behandeling van stedelijk afvalwater’ worden minimumeisen
opgelegd voor het opvangen, behandelen en lozen van afvalwater. Verder werd ‘Richtlijn
91/676/EEG van de Raad van 12 december 1991 inzake de bescherming van water tegen
verontreiniging door nitraten uit agrarische bronnen’ opgesteld die beperkingen oplegt voor
lozingen van dierlijke meststoffen.
In 1995 is men gestart met de voorbereiding van de Europese Kaderrichtlijn Water.
Uit het bovenstaande is duidelijk dat er een sterk gefragmenteerde regelgeving tot stand is
gekomen. Nu blijkt dat quasi alle Waterrichtlijnen niet of onvoldoende geïmplementeerd
werden. We tonen dit aan door een overzicht te geven van de vonnissen en gerechtelijke
tussenkomsten van het Europese Hof van Justitie, dat belast is met de naleving van de
Europese wetgeving (tabel 1). In de tabel worden per lidstaat de Richtlijnen opgesomd die tot
een gerechtelijke tussenkomst hebben geleid. Tabel 1 laat echter niet toe om aan te nemen dat
er een verband zou bestaan tussen het aantal gerechtelijke tussenkomsten en de kwaliteit van
de waterlichamen.
Tabel 1: Vonnissen van het Europese Hof van Justitie betreffende de Europese
Waterrichtlijnen
België
Duitsland
Griekenland
Zweden
Luxemburg
Nederland
Italië
Portugal
Vereningd
Koninkrijk
Ierland
Spanje
Oostenrijk
Denemarken
Frankrijk
Finland
Richtlijnen met gerechtelijke tussenkomst
Aantal Richtlijnen
75/440; 79/869; 76/160; 80/778; 80/68, 76/464;
91/271; 75/439
76/464; 78/659; 79/923; 91/271; 82/176; 83/513;
84/156; 86/280; 75/440; 79/869; 80/778; 80/68;
76/160; 91/676; 75/439
76/464; 91/271
76/160
76/464
75/440; 76/464; 76/160; 80/68
75/439; 75/440; 78/659; 76/464; 83/513; 80/68;
79/923; 76/160; 91/271; 91/676
75/440; 84/156; 79/869; 86/280; 80/68; 76/464;
78/659; 82/176; 83/513
76/160; 80/778; 98/83; 91/676
8
80/778
76/464; 76/160; 91/676
75/440; 76/160; 91/676
15
2
1
1
4
10
9
4
1
1
0
0
3
0
Bron: Eigen bewerking op basis van URL : <http://europa.eu.int/eur-lex> aangepast tot 16 april 2006.
Opmerking: In Bijlage 1 worden de nog niet vermelde Richtlijnen uit deze tabel opgesomd.
Duitsland, Italië, Portugal en België blijken daarbij de meest kwalijke reputatie te hebben bij
het implementeren van de Richtlijnen.
De redenen van deze gerechtelijke tussenkomsten zijn divers. De belangrijkste daarbij zijn:
-
Onvolledige en/of laattijdige omzetting van de richtlijn naar nationale wetgeving;
-
Onjuiste interpretatie van de gebruikte concepten in de richtlijnen;
-
Niet naleving van de vooropgestelde kwaliteitsnormen en emissiegrenswaarden;
-
Gebrek aan toezicht op de naleving.
De oorzaak van deze gerechtelijke tussenkomsten ligt niet volledig bij de lidstaten, maar
situeert zich in belangrijke mate op het niveau van de richtlijnen zelf: een groot aantal sterk
gedifferentieerde, soms tegenstrijdige richtlijnen die onvoldoende met elkaar geïntegreerd zijn
en moeilijk te verzoenen zijn met de complexe nationale administraties van de lidstaten
(Demmke, 2000, p 8).
Studies tonen aan dat de kosten van implementatie en uitvoering van de Europese
Waterrichtlijnen ongelijk verdeeld zijn over de lidstaten (Demmke, 2000, p 15). Tabel 2 geeft
voor enkele landen hiervan een overzicht.
Tabel 2: Kosten en baten bij de implementatie van de Europese Waterwetgeving
Duitsland
Frankrijk
Nederland
Italië
België
Beoordeling van
de implementatie
van de Europese
Waterwetgeving
negatief
goed
neutraal
negatief
negatief
Mate van complexiteit
bij omzetting naar
nationale wetgeving
hoog
laag
neutraal
hoog
hoog
Hoogte van
administratieve kosten
bij implementatie
hoog
laag
neutraal
hoog
hoog
Bron: Demmke, 2000, p 15
Landen als Duitsland, Italië en België die tot dusver in grote mate faalden bij de
implementatie van de Europese Waterwetgeving (beoordeeld op basis van de gerechtelijke
tussenkomsten) ervaren relatief veel moeilijkheden en hoge kosten bij de omzetting en de
implementatie. Dit in tegenstelling tot bijvoorbeeld Frankrijk.
1.4 De toestand van de watervoorziening en het aquatisch milieu in Europa
Een volledig overzicht van de toestand van het aquatisch milieu in Europa geven zou ons te
ver leiden. We focussen ons hier op enkele aspecten die het meest relevant zijn voor de
huishoudelijke sector, hoewel natuurlijk alle facetten van de water status van belang zijn. We
belichten achtereenvolgens de kwaliteit van drinkwater, de behandeling van afvalwater, de
stand van de waterreserves en de efficiëntie van het distributienet.
1.4.1 Drinkwaterkwaliteit
Een directe vergelijking van de kwaliteit van drinkwater in de Europese lidstaten is moeilijk
te maken omwille van het feit dat de lidstaten deze op verschillende manieren meten en
rapporteren. En dit ondanks het bestaan van Richtlijnen en Beschikkingen6 die deze
informatie uitwisseling standaardiseren7. Sommige lidstaten hebben een extensievere
monitoring ten aanzien van de kwaliteitsstandaarden en emissiewaarden, waardoor zij eerder
plaatsen van niet-naleving zullen detecteren. Lidstaten die dus een grotere inspanning leveren
om de kwaliteit van hun waterlichamen grondig te onderzoeken worden als het ware gestraft
tegenover lidstaten die slechts beperkte analyses uitvoeren (Hulsmann, 2002, p 97). Bijgevolg
is het vaak onduidelijk of verbeteringen van de drinkwaterkwaliteit reëel zijn, of eerder te
wijten zijn aan de frequentie en de kwaliteit van de monitoring. Volgens het rapport van 2002
blijkt dat de concentraties ijzer en mangaan zich in meer dan 1% van de stalen boven de
toegelaten marge bevinden, en dit in 10 lidstaten. Verder werd in 8 lidstaten in meer dan 1%
van de gevallen een te hoge concentratie coliformen gevonden. Voor aluminium; pesticiden
en sulfaten; nitraten en fluoriden zijn de concentraties respectievelijk in 7, 6, 4 en 3 lidstaten
boven de voorgeschreven immisie-eisen in meer dan 1% van de onderzochte gevallen
(Hulsmann, 2002, p 97).
1.4.2 Behandeling van afvalwater
De laatste 20 jaar is er een merkbare stijging van de bevolkingsfractie die aangesloten is bij
waterzuiveringsbedrijven. De Noordelijke en Centraal Europese lidstaten presteren in dat
verband beter dan de Zuidelijke en Oost-Europese lidstaten waar volgens de laatste cijfers
slechts de helft van de bevolking is aangesloten (European Environment Agency, 2005, p
349). Naast de aansluitingsgraad is ook de specifieke afvalwaterbehandeling sterk
verschillend tussen de lidstaten. De ‘Richtlijn 91/271/EEG van de Raad van 21 mei 1991
inzake de behandeling van stedelijk afvalwater’ schreef voor dat de lidstaten, afhankelijk van
6
Een Beschikking is een op een rechtssubject gerichte toepassing van een algemene regel.
7
Bijvoorbeeld ‘Beschikking 77/795/EG van de Raad van 12 december 1977 tot instelling van een
gemeenschappelijke procedure voor de uitwisseling van informatie over de kwaliteit van zoet oppervlaktewater
in de Gemeenschap’ en ‘Richtlijn 91/692/EG van de Raad van 23 december 1991 tot standaardisering en
rationalisering van de verslagen over de toepassing van bepaalde Richtlijnen op milieugebied’.
de grootte van de agglomeratie en de aanwijzing van ‘kwetsbare gebieden’, in een passende
waterzuivering dienden te voorzien. Gebieden worden bijvoorbeeld als kwetsbaar aanzien
wanneer er een groot risico is op eutrofiëring8. In figuur 1 wordt aangegeven in welke mate de
lidstaten hieraan voldoen. De lozing in kwetsbare gebieden die niet conform is met een
toereikende behandeling wordt hier geëvalueerd als het aandeel in de totale lozing in deze
kwetsbare gebieden. Zo hebben België, Denemarken, Luxemburg, Nederland, Finland en
Zweden hun hele grondgebied als kwetsbaar aangeduid. De rode balken in de figuur geven
aan welk percentage van de lozing in een kwetsbaar gebied geen passende waterzuivering
ondergaat.
Figuur 1: Lozingen in kwetsbare gebieden en toereikende behandeling (situatie in 2001)
Bron: European Environment Agency, 2005, p 350
8
Een verrijking van het water door nutriënten, vooral stikstof - en/of fosforverbindingen, die leidt tot een
versnelde groei van algen en hogere plantaardige levensvormen met als gevolg een ongewenste verstoring van
het evenwicht tussen de verschillende in het water aanwezige organismen en een verslechtering van de
waterkwaliteit (91/271/EEG, artikel 2.11).
Hoewel de trend naar maximale aansluitingsgraad en toereikende behandeling van afvalwater
in de meeste lidstaten gezet is, zullen verdere investeringen zich nu en in de toekomst
opdringen.
1.4.3 Waterreserves
Een maatstaf om na te gaan in welke mate de waterreserves onder druk staan is de ‘Water
Exploitation Index’ (WEI). Deze geeft de totale jaarlijkse abstractie weer als percentage van
de lange termijn zoetwatervoorraad. Men is van oordeel dat de waterreserves onder druk staan
vanaf een WEI van 20 % (European Environment Agency, 2005, p 325). In figuur 2 wordt de
WEI weergegeven voor het jaar 1990 en 2002. Op enkele uitzonderingen na is de WEI in alle
gerapporteerde landen over die periode gedaald. Desondanks blijft deze in een aantal landen
op een onduurzaam niveau.
Figuur 2: Water exploitation index
Opmerking:
1990 = 1991 voor Duitsland, Frankrijk, Spanje en Letland
1990 = 1992 voor Hongarije en IJsland
2002 = 2001 voor Duitsland, Nederland, Bulgarije en Turkije
2002 = 2000 voor Malta
2002 = 1999 voor Luxemburg, Finland en Oostenrijk
2002 = 1998 voor Italië en Portugal
2002 = 1997 voor Griekenland
Voor België en Ierland data van 1994 en voor Noorwegen data van 1985
Bron: European Environment Agency, 2005, p 325
1.4.4 Efficiëntie van het distributienet
Een ander probleem is het waterverlies door lekkages in het distributienet. Figuur 3 geeft voor
een selectie van landen het waterverlies aan als percentage van het totale aanbod geleverd
door het distributienet. De efficiëntie van het distributienetwerk is daarbij afhankelijk van de
algemene staat van de leidingen en de mate waarin onderhoudswerkzaamheden worden
uitgevoerd, maar ook van de mate waarin het drinkwater vervuild is. Er is een belangrijk
verband tussen de doorstroming en de vervuiling en bijgevolg de lekkages in het
distributienetwerk (cfr. infra paragraaf 5.4).
Figuur 3: Lekkages in het stedelijke waterdistributienet
Bron: Nixon et al., 2003, p 96
In deze paragraaf hebben we aanwijzingen gegeven dat de toestand van het aquatisch milieu
en de efficiëntie van het distributienet in Europa de laatste 30 jaar is verbeterd, hoewel er
duidelijk nog knelpunten zijn. De Europese Waterrichtlijnen hebben ongetwijfeld tot deze
verbetering bijgedragen. De uitvoering ervan blijft echter de verantwoordelijkheid van de
lidstaten zelf.
1.5 De Europese Kaderrichtlijn Water
Uit de bespreking in de twee voorgaande paragrafen kunnen we dus stellen dat de vorige
Europese Waterrichtlijnen geen garantie zijn voor een beter aquatisch milieu in Europa
omwille van de hoger genoemde oorzaken (cfr. supra paragraaf 1.3). Vanuit deze optiek was
er duidelijk een noodzaak om een meer gecoördineerde waterwetgeving te ontwikkelen. Sinds
22 december 2000 is de ‘Richtlijn 2000/60/EG van het Europees Parlement en de Raad van 23
oktober 2000 tot de vaststelling van communautaire maatregelen betreffende het waterbeleid’
van kracht (kortweg ‘Water Framework Directive’ (WFD) of Kaderrichtlijn Water (KRW)).
1.5.1 Doel
“Het doel van de richtlijn is de vaststelling van een kader voor de bescherming van
landoppervlaktewater, overgangswater, kustwateren en grondwater.
Waarmee:
1) de waterbronnen worden beschermd en verbeterd en van verdere
achteruitgang worden behoed.
2) duurzaam gebruik van water wordt bevorderd, op basis van bescherming
van de beschikbare waterbronnen op lange termijn.
3) verhoogde bescherming en verbetering van het aquatische milieu worden
beoogd, onder andere door specifieke maatregelen voor de progressieve
vermindering van lozingen, emissies en verliezen van prioritaire stoffen en
door het stopzetten of geleidelijk beëindigen van lozingen, emissies of
verliezen van prioritaire gevaarlijke stoffen;
4) wordt gezorgd voor de progressieve vermindering van de verontreiniging
van grondwater en verdere verontreiniging hiervan wordt voorkomen;
5) wordt bijgedragen tot afzwakking van de gevolgen van overstromingen en
perioden van droogte” (KRW, artikel 1)
Algemeen streeft de richtlijn naar een “goede water status” voor alle waterlichamen tegen
2015 (Europese Commissie, 2003, p 3).
1.5.2 Implementatie
De Europese Kaderrichtlijn Water is meer dan een loutere samenvoeging van de vorige
Richtlijnen. Ze tracht de bestaande Richtlijnen te integreren en tevens een basis te vormen
voor verdere regelgeving. Daarenboven introduceert ze enkele nieuwe instrumenten voor het
toekomstige waterbeleid. In figuur 4 wordt schematisch voorgesteld hoe de KRW zich
positioneert binnen het Europese Waterbeleid.
Figuur 4: Integratie van de KRW ten opzichte van de vorige Waterrichtlijnen.
Bron: Aubin et al, 2002, p 4
Daar waar de vorige Richtlijnen zich richtten op het kwalitatieve aspect van water, tracht de
KRW ook in zekere mate de kwantitatieve dimensie te betrekken (cfr. infra artikel 9 van de
KRW). In de figuur wordt een onderscheid gemaakt tussen een eerste generatie Richtlijnen
die immissie-eisen stelden en een tweede generatie die emissienormen voorschreef. Uit de
bespreking in paragraaf 1.3 blijkt echter dat deze opdeling in de tijd enigszins artificieel is.
De meeste vorige Richtlijnen (en beschikkingen) komen daarbij te vervallen of worden via
een overgangsregeling geïntegreerd in de KRW. Op 22 december 2007 (7 jaar na de
inwerkingtreding van de KRW) worden de volgende wetgevingen ingetrokken: Richtlijn
75/440/EG, ‘Beschikking 77/795/EG van de Raad van 12 december 1977 tot instelling van
een gemeenschappelijke procedure voor de uitwisseling van informatie over de kwaliteit van
zoet oppervlaktewater in de Gemeenschap’ en Richtlijn 79/869/EG. Tot 21 december 2013
zijn volgende wetgevingen nog van kracht: Richtlijn 78/659/EG, Richtlijn 79/923/EG,
Richtlijn 80/68/EG en Richtlijn 76/464/EG (met uitzondering van artikel 6 dat op 22
december 2000 reeds werd ingetrokken). Voor Richtlijn 76/464/EG wordt een
overgangsregeling getroffen (KRW, artikel 22).
In tabel 3 wordt een overzicht gegeven van de stappen die moeten gezet worden om de
doelstellingen van de KRW te bereiken.
Tabel 3: Stappenplan bij de implementatie van de KRW
Jaar9
2003
Vooropgestelde taak
Omzetting van de KRW naar nationale wetgeving (artikel 24.1).
Identificatie van de stroomgebieden en toewijzing ervan aan
afzonderlijke stroomgebiedsdistricten (artikel 3.1).
Aanwijzing van de bevoegde autoriteiten (artikel 3.2).
2004
Analyse van de kenmerken van elk stroomgebiedsdistrict en
beoordeling van de effecten van menselijke activiteiten op de toestand
ervan, evenals een economische analyse van het watergebruik per
stroomgebiedsdistrict (artikel 5.1).
Registratie van bijzondere bescherming behoevende gebieden (artikel
6.1).
2006
Opstelling van een classificatiesysteem dat de ecologische toestand per
waterlichaam in kaart brengt (artikel 2.22).
Opstelling en operationalisering van programma’s voor de monitoring
van de watertoestand (artikel 8.1 en 8.2).
9
Uiterlijk op 22 december van het vermelde jaar.
2009
Opstellen van maatregelenprogramma’s per stroomgebiedsdistrict
gebaseerd op de analyses uitgevoerd in 2004, met het oog op het
behalen van de milieudoelstellingen (artikel 11.1).
Publicatie van stroomgebiedsbeheersplannen volgens bijlage VII
(artikel 13.6).
2010
Implementatie waterprijsbeleid (artikel 9.1) (zie verder) .
2012
Operationalisering van de maatregelenprogramma’s die in 2009
werden opgesteld (artikel 11.7).
2015
Eerste
toetsing
en
mogelijke
bijstelling
van
de
maatregelenprogramma’s en de stroomgebiedsbeheersplannen (artikel
11.8 en 13.7).
Bereiken van ‘goede water status’
Elke volgende 6 Toetsing en zo nodig bijstelling van de maatregelenprogramma’s en de
jaar
stroomgebiedsbeheersplannen (artikel 11.8 en 13.7).
Bron: Eigen bewerking op basis van Europees Parlement & de Raad van de Europese Unie, 2000 en de Europese
Commissie, 2003
De vorige Richtlijnen waren specifiek gericht op een bepaald waterlichaam (grondwater,
oppervlaktewater,…). Daar wordt nu binnen de KRW van afgeweken door de analyse te
voeren op een hoger niveau, namelijk dat van het stroomgebiedsdistrict. Dit is ‘het gebied van
land en zee, gevormd door één of meer aan elkaar grenzende stroomgebieden10 met de
bijbehorende grond – en kustwateren’ (KRW, artikel 2.15). Dit zal een nauwere
samenwerking tussen de lidstaten vereisen dan voorheen het geval was. Verder dienen de
lidstaten de actieve participatie van alle betrokken partijen aan te moedigen bij de uitvoering
van de KRW (KRW, artikel 14.1). Finaal moet dit zich vertalen in het opstellen van
stroomgebiedsbeheersplannen. Deze moeten de vereiste maatregelen omvatten die
noodzakelijk worden geacht om de waterlichamen geleidelijk in de vereiste toestand te
brengen (KRW, artikel 4.4.d). Als basis hiervoor dienen enerzijds de kenmerken van de
stroomgebieden in kaart te worden gebracht en anderzijds de effecten van menselijke
activiteiten op de toestand ervan te worden gekwantificeerd.
10
Een stroomgebied is ‘een gebied vanwaar al het over het oppervlak lopende water via een reeks stromen,
rivieren en eventueel meren door één riviermond, estuarium of delta in zee stroomt’ (KRW, artikel 2.13)
Het vervolg van deze scriptie zal zich hoofdzakelijk richten op artikel 9: Kostenterugwinning
voor waterdiensten. Dit artikel stelt dat:
“1. De lidstaten houden rekening met het beginsel van terugwinning van de kosten van
waterdiensten, inclusief milieukosten en kosten van hulpbronnen, met inachtneming van de
economische analyse volgens bijlage III en overeenkomstig met het beginsel dat de vervuiler
betaalt.
De lidstaten zorgen er tegen het jaar 2010 voor:
-
dat het waterprijsbeleid adequate prikkels bevat voor de gebruikers om de
watervoorraden efficiënt te benutten, en daardoor een bijdrage te leveren aan de
milieudoelstellingen van deze richtlijn;
-
dat de diverse watergebruikssectoren, ten minste onderverdeeld in huishoudens,
bedrijven en landbouw, een redelijke bijdrage leveren aan de terugwinning van kosten
van waterdiensten, die gebaseerd is op de economische analyse uitgevoerd volgens
bijlage III en rekening houdt met het beginsel dat de vervuiler betaalt.
De lidstaten kunnen daarbij de sociale effecten, de milieueffecten en de economische effecten
van de terugwinning evenals de geografische en klimatologische omstandigheden van de
betrokken gebieden in acht nemen.
…” (KRW, artikel 9)
In hoofdstuk 3 en 4 worden respectievelijk de kostenterugwinning voor waterdiensten en het
waterprijsbeleid in meer detail besproken.
We wijzen ook op de woordkeuze van de doelstelling betreffende kostenterugwinning: de
gebruikssectoren dienen hierbij elk een redelijke bijdrage te leveren. Daarenboven mogen de
lidstaten deze doelstelling faseren en de kosten ervan spreiden in de tijd (KRW, overweging
29). Verder hebben de lidstaten de mogelijkheid om voor specifieke waterlichamen minder
strenge milieudoelstellingen vast te stellen. Dit is het geval wanneer waterlichamen zodanig
aangetast zijn door menselijke activiteiten dat het bereiken van die doelstelling niet haalbaar
of onevenredig duur zou zijn (KRW, artikel 4.5.a). In dit geval dient men erop toe te zien dat
er geen verdere achteruitgang plaatsvindt. De tijdelijke achteruitgang van de toestand van een
waterlichaam is niet strijdig met de KRW wanneer deze het gevolg is van overmacht of een
uitzonderlijke natuurlijke oorzaak die redelijkerwijs niet kon voorzien worden, bijvoorbeeld
als gevolg van extreme overstroming of lange droogteperiodes (KRW, artikel 4.6).
Gegeven het mogelijk problematische karakter van een Richtlijn betreffende de implementatie
werd door de Europese Commissie in samenwerking met de lidstaten een gemeenschappelijke
strategie uitgewerkt om de deze te harmoniseren: de ‘Common Implementation
Strategy’(CIS) (Europese Commissie, 2003). Dit document geeft een praktische, echter niet–
bindende, leidraad met betrekking tot de doelstellingen van de KRW. Binnen dit kader zijn
verschillende werkgroepen actief die elk een specifiek thema aansnijden. Zo bestaat er een
leidraad die de link legt tussen de milieudoelstellingen en de economische instrumenten die
hiervoor dienen aangewend worden (WATECO leidraad). Meer specifiek benadert de ECO1
en ECO2 werkgroep de beoordeling van milieukosten en kosten van hulpbronnen.
1.5.3 Tussentijdse evaluatie van de implementatie
De eerste inspanningen zijn door de lidstaten geleverd om aan de KRW te voldoen. In wat
volgt gaan we na in hoeverre aan de vereisten voor 2003 werd voldaan (cfr. supra tabel 3). We
baseren ons op de ‘WFD scoreboard’ gepubliceerd door de Europese Commissie en op de
onderzoeken van het ‘World Wide Fund for Nature’ en de ‘European Environmental Bureau’
die samen de implementatie van de KRW op de voet volgen. De evaluatie van de
economische analyses van het watergebruik worden in hoofdstuk 3 besproken.
De omzetting van de KRW naar nationale wetgeving is in de meeste lidstaten voltooid. Twee
derde van de lidstaten deed dit echter niet binnen de vooropgestelde termijn, in het bijzonder
België, Duitsland, Finland, Frankrijk, Italië, Nederland, Portugal en Spanje (EEB, 2004, p 4).
Uitzonderingen zijn Luxemburg, waar nog geen ratificatie is gedaan en Italië, waar de
omzetting slechts deels is doorgevoerd. In België was tot voor kort enkel voor het Vlaams
Gewest ratificatie gebeurd (WFD scoreboard, 2006).
Met betrekking tot de kwaliteit van de omzetting hebben Ierland, Nederland, Portugal en
Noord - Ierland11 de doelstelling van ‘goede water status tegen 2015’ niet expliciet vermeld in
11
Engeland & Wales en Schotland vermelden wel de algemene doelstelling.
de nationale wetgeving (EEB, 2005, p 13). In Wallonië, Denemarken, Estland, Griekenland
en Spanje is de vermelding onduidelijk. Zo wordt bijvoorbeeld in Denemarken de doelstelling
wel vermeld, maar geven NGO’s aan dat de focus ligt op het classificeren van waterlichamen
als ‘sterk veranderend’, waardoor de doelstelling kan worden omzeild.
Met uitzondering van Oostenrijk hebben geen van de lidstaten tijdelijke maatregelen genomen
(of hebben deze onduidelijk omschreven) om mogelijke verslechtering van de milieukwaliteit
tegen te gaan (EEB, 2005, p 14). Dit betekent dat ten vroegste vanaf 2012
maatregelenprogramma’s operationeel zullen zijn.
Verder blijkt één derde van de landen de deadlines die de KRW vooropstelt niet over te
nemen in nationale wetgeving (EEB, 2004, p 8). Deze landen zijn Estland, Griekenland,
Spanje, Noorwegen en Portugal.
Wat betreft de aanwijzing van bevoegde autoriteiten die moeten waken over de nationale
implementatie van de KRW zijn er eveneens verschillen tussen de landen waar te nemen.
Denemarken, Duitsland en Zweden hebben daartoe nieuwe autoriteiten opgericht. Dit
betekent echter niet dat deze automatisch competent zijn, want in Duitsland blijft de
beslissingsbevoegdheid gecentraliseerd (EEB, 2005, p 16). De meeste landen hebben ervoor
gekozen om de bestaande autoriteiten de bevoegdheid te geven te waken over de
stroomgebiedsdistricten, en dit al dan niet gecentraliseerd in één orgaan per stroomgebied of
verdeeld over meerdere instanties. Een verklaring van Wim Van Gils, van de Bond Beter
Leefmilieu Vlaanderen v.z.w. over de organisatie binnen het Vlaams Gewest (cfr. infra
paragraaf 5.2) is hier op zijn plaats: “de stroomgebiedsautoriteiten zijn enkel een samenkomst
van bestaande autoriteiten, die alleen maar hun eigen verantwoordelijkheden houden, …, dit
gebrek aan degelijk management is een gemiste kans” (EEB, 2005, p 17).
De bevordering van actieve participatie van alle betrokken partijen bij de omzetting van de
KRW is een ander belangrijk aspect dat moet bijdragen tot een succesvolle implementatie. De
meeste landen presteren zeer matig wat betreft de effectieve aanmoediging van
belanghebbenden, hoewel inspanningen worden gedaan om dit te verbeteren (EEB, 2005, p
23). Een uitzondering is Nederland waar publieke participatie sterk wordt gepromoot (EEB,
2005, p 18).
We moeten aldus vaststellen dat op enkele uitzonderingen na, de implementatie van de
Europese Kaderrichtlijn Water op verschillende vlakken voor heel wat verbeteringen vatbaar
is. De meeste Europese lidstaten blijken onvoldoende bereid de vooropgestelde stappen die
nodig zijn voor een succesvolle implementatie van de KRW daadwerkelijk te nemen.
Hoofdstuk 2: Water: een economische benadering
In dit hoofdstuk analyseren we water vanuit een economische invalshoek, met als doel de
economische principes die de KRW voorschrijft te kunnen verduidelijken. In paragraaf 2.1
wordt een overzicht gegeven van de karakteristieken van water waarbij we eveneens zowel de
vraag – als de aanbodzijde belichten. Vervolgens wordt in paragraaf 2.2 voorgesteld hoe men
tot een economisch efficiënte allocatie van water kan komen. Paragraaf 2.3 introduceert het
bestaan van externaliteiten die de optimale allocatie bemoeilijken. Nadien gaan we na hoe
men tot een optimaal niveau van vervuiling als gevolg van watergebruik kan komen
(paragraaf 2.4). Verder wordt aangegeven hoe men op basis van economische principes water
dient te alloceren tussen verschillende gebruikersgroepen (paragraaf 2.5) en over
verschillende tijdsperiodes heen (paragraaf 2.6). Afsluitend introduceren we het begrip ‘totale
economische waarde’ en geven we een overzicht van de methoden die voorhanden zijn om
milieuwaarden te evalueren (paragraaf 2.7).
2.1 Kenmerken van water
De ‘International Conference on Water and the Environment’ in 1992 besloot dat water als
een economisch goed moet erkend worden. De meningen blijven echter verdeeld over de
interpretatie van deze stelling. Waterdeskundigen beweren meestal dat water speciaal is,
terwijl economen argumenteren dat water gelijk is aan welk ander economisch goed dan ook
(Savenije, 2001, p 9). Binnen Europa is er een debat aan de gang of waterdiensten tot de
‘services of general interest’ of tot de ‘services of general economic interest’ behoren
(Massarutto A., 2005, p 2). Diensten ‘in het algemeen belang’ laat de Europese lidstaten
namelijk toe om de aanbieders van deze diensten te subsidiëren en te beschermen tegen
mogelijke concurrentie. Een probleem ontstaat wanneer waterdiensten door de private sector
worden georganiseerd, omdat subsidies de concurrentie binnen de interne markt zouden
verstoren.
Ter verduidelijking van het speciale karakter van water verwijzen we naar tabel 4, waar een
overzicht wordt gegeven van enkele kenmerken die water bezit in vergelijking met enkele
andere goederen.
Tabel 4: Kenmerken van water
Water
Lucht
Grond
Brandstof
Voedsel
Essentieel
+
+
+
+
+
Schaars
+
0
+
+
+
Vluchtig
+
0
0
0
0
Ondeelbaar
+
0
0
0
0
Niet-substitueerbaar
+
+
+
0
0
Locatiegebonden
+
0
+
0
0
Hoge transportkosten
+
0
0
0
0
Heterogene markt
+
+
+
0
0
Merit value(a)
+
+
+
0
0
Legende: + resp. 0 duidt op de aanwezigheid resp. afwezigheid van het kenmerk.
Opmerking: (a) Merit value verwijst naar de niet – gebruikswaarde (cfr. infra paragraaf 2.7.1).
Bron: Savenije, 2001, p 11
Het is duidelijk dat de combinatie van deze kenmerken water een uniek karakter geven. De
vraag die men zich vervolgens kan stellen is of dat daardoor water op een niet-traditionele
wijze dient benaderd te worden. Om daarop een antwoord te geven moet men kijken naar de
wijze waarop en waarvoor water wordt gebruikt. Immers, water kan men niet onder één en
dezelfde noemer plaatsen. Figuur 5 geeft in dat verband enkele watergebruiken weer,
afgemeten ten aanzien van de rivaliteit en de exclusiviteit van het watergebruik. Rivaliteit
geeft weer in welke mate consumptie door de ene gebruiker de consumptiemogelijkheden van
de andere gebruikers beïnvloedt, terwijl de exclusiviteit weergeeft in hoeverre men andere
gebruikers kan uitsluiten.
Figuur 5: Enkele watergebruiken opgedeeld volgens rivaliteit en exclusiviteit
Bron: Liu et al., 2003, p 209 en Ward, 2006, p 77
Men spreekt van publieke goederen wanneer deze de kenmerken hebben van non –
exclusiviteit en non – rivaliteit (Ward, 2006, p 76), bijvoorbeeld een dam die gebouwd is ter
bescherming van overstromingen. Men kan de bewoners die voorbij de dam wonen niet
uitsluiten van de voordelen ervan, zo ook verminderen zij niet de voordelen die anderen
genieten. Dit stelt problemen betreffende de voorziening van dergelijke goederen, omdat de
kans groot is dat men zich zal gedragen als een ‘free rider’ (Tietenberg, 1996, p 53).
Individuen zullen trachten hun financiële bijdrage te ontlopen en te profiteren van anderen
hun inzet. Wanneer iedereen zich zo gedraagt, wordt er in het publieke goed niet voorzien.
Samenwerking is vereist opdat er voldoende middelen kunnen vrijgemaakt worden, die tot
een optimale voorziening leiden.
Waterrecreatie in of aan een meer bijvoorbeeld geniet ook deze kenmerken, hoewel congestie
hier het non - rivale karakter kan aantasten.
Een gedeelde waterbron wordt gecatalogeerd als een ‘common pool resource’ (Ward, 2006, p
77). Wanneer de gebruikers enkel vanuit eigen belang handelen, zal dit leiden tot uitputting of
verwaarlozing. En dit omdat de baten de individuen toekomen, terwijl de kosten door alle
gebruikers worden gedragen.
De leidingwatervoorziening heeft in principe de kenmerken van een zuiver private dienst
(exclusiviteit en rivaliteit). Toch is het omwille van de daarmee verbonden positieve
externaliteiten (bijvoorbeeld in het belang van de volksgezondheid) niet aangewezen om
mensen ervan uit te sluiten. Dit brengt ons bij een volgende reden waarom water een speciaal
karakter geniet. Figuur 6 geeft in dat verband een overzicht van de voornaamste
huishoudelijke watertoepassingen.
Figuur 6: Huishoudelijke watergebruiken
Bron: Savenije et al., 2002, p 6.
Bij overvloedige aanwezigheid van water, is water niet meer dan een gewoon economisch
goed. Wanneer echter de beschikbare hoeveelheid water beperkt is, vervult water in eerste
instantie een levensnoodzakelijke behoefte.
2.1.1 Vraag naar water
Zoals vermeld wordt water voor verschillende toepassingen aangewend. Door diverse actoren
(huishoudens, industrie en landbouw) en voor verschillende doeleinden: drinkwater,
irrigatiewater, koelwater, water als productiefactor, … Daarbij kunnen zowel de timing als de
gevraagde kwaliteit verschillen. Koelwater zal bijvoorbeeld niet dezelfde kwaliteit vereisen
als drinkwater.
In wat volgt beperken we onze analyse tot de vraag naar (drink)water, ingegeven door de
huishoudens en waar relevant in combinatie met de vraag vanuit andere sectoren.
De vraag naar water ter behoeftebevrediging kan voor deze verschillende watergebruiken in
kaart gebracht worden door een vraagvergelijking. Figuur 7 stelt de relatie tussen gevraagde
hoeveelheid en prijs per m³ grafisch voor.
Figuur 7: Huishoudelijke vraagcurve naar water
Bron: Eigen bewerking
Een intuïtief realistische voorstelling uit zich in een convexe vraagcurve. Naast een inverse
relatie tussen prijs en gevraagde hoeveelheid, kan men verwachten dat bij een beperkte
beschikbare hoeveelheid de prijselasticiteit van de vraag (de procentuele wijziging in de
gevraagde hoeveelheid als gevolg van een procentuele wijziging in de prijs) lager zal zijn.
Voor de levensnoodzakelijke behoeften is immers geen alternatief beschikbaar, wat zich uit in
een lage prijselasticiteit van de vraag. Prijswijzigingen zullen meer impact hebben op de
gevraagde hoeveelheid wanneer deze laatste hoog is en dus de levensnoodzakelijke behoeften
al vervuld zijn. Het juist in kaart brengen van de vraagcurve en de prijselasticiteit van de
vraag is van groot belang voor beleidsvoerders (cfr. infra paragraaf 4.2). De meeste
onderzoeken vinden een relatief lage prijselasticiteit van de vraag, doch met grote verschillen
afhankelijk van de gebruikte schattingsmethode. De meeste schattingen liggen tussen – 0.2 en
– 0.75 (Dalhuisen, 1999, p 21). Duidelijker is dat de prijselasticiteit van de vraag groter is
naarmate men een langere periode beschouwt of het watergebruik buitenshuis beschouwt
(Dalhuisen, 1999, p 21). Het blijft echter moeilijk om deze nauwkeurig in te schatten om
verschillende redenen. Ten eerste varieert de prijselasticiteit in de tijd (bijvoorbeeld in
periodes van droogte versus periodes met voldoende neerslag). Ten tweede is deze sterk
afhankelijk van het type watergebruik en de prijsstructuur. Voor een overzicht van de
drinkwaterconsumptie in de Europese lidstaten verwijzen we naar paragraaf 4.2 waar het
verband leggen met het prijsbeleid.
2.1.2 Aanbod van water
Het wereldwijde aanbod van water hangt af van de hydrologische cyclus of de
waterkringloop. De waterkringloop is een gesloten circuit zonder begin noch einde waarbij
water afwisselend in vloeibare, gasvormige en vaste toestand voorkomt (Ward, 2006, p 259).
Figuur 8 geeft een eenvoudige voorstelling van dit proces.
Figuur 8: De waterkringloop
Bron: Ward, 2006, p 259
Uit de hydrologische cyclus kan men afleiden dat water een hernieuwbare natuurlijke bron is.
Dit dienen we deels te nuanceren wanneer we kijken naar de wijze waarop water voor
menselijk gebruik gewonnen wordt. Enerzijds wordt daarvoor water uit oppervlaktewater
gehaald en anderzijds wordt grondwater aangesproken. Oppervlaktewater is hernieuwbaar
voor zover de instroom voldoende is. De ontginning van grondwater heeft een uitputbaar
karakter wanneer de extractie de natuurlijke aangroei overschrijdt. Uit figuur 9 blijkt dat voor
een selectie van Europese lidstaten grondwater in de meeste gevallen als voornaamste bron
wordt gebruikt.
Figuur 9: Gebruikte ruwe waterbronnen bij de productie van drinkwater in Europa
Bron: Hulsmann, 2002, p 8
Deze verschillen hebben enerzijds te maken met het feit dat de hoeveelheid water en de
toestandsvorm scheef verdeeld is over het aardoppervlak en anderzijds met de verdeling van
eigendomsrechten. Naast de beschikbare hoeveelheid, zijn kwaliteit van de watervoorraden en
timing belangrijke aspecten die de aanbodzijde bepalen of beperken.
Het drinkwateraanbod geleverd door de drinkwaterindustrie en bestaande uit de
drinkwaterproductie (ontginning, behandeling, transport, opslag en verdeling) en de
afvalwaterzuivering (collectie, transport en behandeling) kenmerkt zich door een hoge
kapitaalintensiteit (Dalhuisen, 1999, p 7). Omwille van de grote vaste kosten die gepaard gaan
met de drinkwatervoorziening is het onwaarschijnlijk dat meerdere bedrijven elk met hun
eigen distributienet in eenzelfde verzorgingsgebied voldoende inkomsten kunnen genereren.
Aangezien een toenemende productie de gemiddelde kosten doet dalen, beschikt deze
industrie over een natuurlijk monopolie, zeker wat betreft de infrastructuur van de
drinkwaterbedeling (Dalhuisen, 1999, p 8). Dit heeft belangrijke gevolgen voor de prijszetting
binnen de drinkwaterindustrie (cfr. infra paragraaf 4.1). Naast het belang van een goede
drinkwatervoorziening om redenen van volksgezondheid, is overheidstussenkomst dus
aangewezen om overwinsten uit te sluiten.
2.2 Allocatie van water binnen een gebruikersgroep
De vraagcurve weerspiegelt de bereidheid tot betalen van een gebruikersgroep, terwijl de
aanbodcurve de marginale kost van de watervoorziening weergeven. Dit wordt geïllustreerd
in figuur 10. Voor de eenvoud wordt de tijdsdimensie hier buiten beschouwing gelaten12 en
veronderstellen we enkel een lineaire vraag naar water, ingegeven door de huishoudens.
Figuur 10: Allocatie van water
Bron: Eigen bewerking
“Een allocatie voldoet aan het criterium van statische efficiëntie wanneer de netto baten
gemaximeerd worden: netto baten zijn maximaal wanneer marginale baten gelijk zijn aan
marginale kosten” (Tietenberg, 1996, p 23). In de figuur is allocatie Q* Pareto optimaal,
omdat er geen herverdeling mogelijk is die een voordeel oplevert voor het ene individu
12
Het tijdsaspect wordt in paragraaf 2.6 geïntroduceerd
zonder dat dit ten koste gaat van een ander individu. Bij Q* zijn de netto baten (i.e. de
oppervlakte onder de netto marginale batencurve) maximaal.
2.3 Externaliteiten
Het marktevenwicht voorgesteld in figuur 10 is echter enkel in bijzondere gevallen een
sociaal optimaal evenwicht. De reden van marktfalen vindt zijn oorsprong in het ontbreken
van goed gedefinieerde eigendomsrechten (Tietenberg, 1996, p 41). Eigendomsrechten zijn
vaak niet exclusief, wat aanleiding kan geven tot externaliteiten. Non – exclusiviteit bestaat
erin dat niet alle kosten en baten die voortvloeien uit het bezit en het gebruik van bronnen
toekomen aan de eigenaar. “Een externaliteit ontstaat bijgevolg wanneer de welvaart van een
economische agent afhangt van zijn of haar eigen acties en deels afhangt van de acties gesteld
door anderen waarvoor deze laatstgenoemden de economische agent niet compenseren”
(Tietenberg, 1996, p 47). Dit wordt verduidelijkt aan de hand van figuur 11.
Figuur 11: Optimale allocatie bij externaliteiten
Bron: Tietenberg, 1996, p 47 en eigen bewerking
Wanneer de huishoudens geconfronteerd worden met de marginale private kost
(weerspiegeling van de financiële kost van de watervoorziening) ontstaat een suboptimale
allocatie (Q1, P1). Vanuit sociaal oogpunt wordt er te veel water verbruikt omdat er een te lage
prijs wordt aangerekend. Het overeenkomstige welvaartsverlies wordt voorgesteld door
driehoek abc. Immers, de consumptie van water brengt vervuiling met zich mee, die niet in de
private kost verrekend is (negatieve externaliteit). We bekomen de sociale kost door de
private kost te verhogen met de externaliteit (de vervuiling). Confrontatie met de vraag leidt
nu tot het sociale optimum (Q*, P*).
Aangezien de huishoudens een grote groep gekende ‘vervuilers’ zijn, kan de sociale kost
geïnternaliseerd worden door het invoeren van een Pigouviaanse heffing. Deze bestaat erin
om een belasting ten belope van ab te heffen, die gelijk is aan de externaliteit in het optimum
(Pearce et al., 1990, p 84). Daardoor verschuift de kostencurve opwaarts met de hoogte van de
heffing (zie figuur 11).
De heffing kan automatisch worden geïnternaliseerd wanneer het bedrijf dat instaat voor de
watervoorziening fusioneert met het waterzuiveringsbedrijf. Hierbij dienen we twee
belangrijke opmerkingen te maken. Ten eerste geldt bovenstaande in de veronderstelling dat
het waterverbruik evenredig is met de veroorzaakte watervervuiling, wat in realiteit niet
noodzakelijk het geval is (cfr. infra paragraaf 4.1) en is vervuiling slechts één
kostencomponent als gevolg van waterverbruik (cfr infra paragraaf 2.6).
Ten tweede moet idealiter de heffing zo bepaald zijn dat de huishoudens een indicatie krijgen
van de sociale kost van hun waterverbruik. De uitdaging bestaat erin deze kost te waarderen
om tegemoet te komen aan het principe van kostenterugwinning zoals voorgeschreven in
artikel 9 van de KRW. Een overzicht van de economische waarderingsmethoden komt aan
bod in paragraaf 2.7.2.
2.4 Optimaal niveau van vervuiling
Elke economische activiteit brengt vervuiling met zich mee en bijgevolg kan (en moet)
vervuiling niet tot nul gereduceerd worden. Dit stemt voort uit een fysische wetmatigheid, de
‘law of mass balance’. Deze stelt dat een activiteit in haar reactieproces geen materiaal kan
vernietigen, maar enkel de vorm waarin deze zich bevindt kan wijzigen (Kahn, 1995, p 51).
Het willen elimineren van elke vorm van vervuiling zou dus betekenen dat elke economische
activiteit dient te worden stopgezet. In deze paragraaf gaan we na welke beslissing men dient
te nemen aangaande het optimale niveau van vervuiling.
De schade aan het milieu als gevolg van vervuiling kan men voorstellen aan de hand van een
marginale schadefunctie (Kahn, 1998, p 52). Deze functie geeft de extra schade (kost) weer
als gevolg van een additionele eenheid vervuiling of anders bekeken, de opbrengst als gevolg
van een eenheid minder vervuiling. Algemeen kan men een onderscheid maken tussen 2
soorten schadefuncties: stroom schadefuncties en stock schadefuncties (Oates et al., 1996, p
94). De eerste is functie van het huidig niveau van vervuiling, terwijl de tweede het verband
legt tussen de opgebouwde vervuiling in het verleden en de huidige milieukwaliteit. Het
schatten van dergelijke schadefuncties is in realiteit vaak niet eenvoudig omdat deze
mogelijks een discontinu verloop kennen en afhankelijk kunnen zijn van verschillende
drempelwaarden (Oates et al., 1996, p 96), bijvoorbeeld wanneer lozing van bepaalde stoffen
de grens van de zuiverende capaciteit van een waterlichaam overschrijdt. Bijgevolg bestaat er
vaak onzekerheid met betrekking tot de specifieke vorm van dergelijke functies.
Naar analogie kan men eveneens het verband leggen tussen de extra kost van het reduceren
van een additionele eenheid vervuiling. De functie die deze relatie beschrijft noemt men de
marginale ‘abatement’(vermindering) kostenfunctie (Ward, 2006, p 452).
In figuur 12 worden een marginale schadefunctie en een marginale vermindering
kostenfunctie samen beschouwd. Het snijpunt q* geeft het optimale niveau vervuiling aan. De
totale sociale kosten van vervuiling (som van de totale verminderingskost en de totale
schadekost) zijn dan minimaal.
Figuur 12: Optimaal niveau van vervuiling
Bron: Ward, 2006, p 457
2.5 Allocatie van water tussen gebruikersgroepen
Naast huishoudens hebben ook andere gebruikssectoren (landbouw en industrie) een
rechtmatige vraag naar water. De probleemstelling luidt nu: hoe moet men het beschikbare
water alloceren over de verschillende gebruikssectoren?
“Het criterium voor economische efficiëntie stelt dat de marginale baten van het gebruik van
water over alle sectoren heen gelijk moet zijn” (Tietenberg, 1996, p 202). Dit wordt
geïllustreerd aan de hand van figuur 13.
Figuur 13: Allocatie tussen gebruikersgroepen
Bron: Tietenberg, 1996, p 202
Beschouw daarbij 2 individuele marginale netto baten curven13 A en B. Curve A geeft de
netto baten weer voor de huishoudens bij variërende prijzen en hoeveelheden, terwijl curve B
deze weergeeft voor de industrie. In de figuur ligt A boven B. De idee is dat voor huishoudens
de drinkwatervoorziening een quasi niet - substitueerbaar goed is (abstractie makend voor
vervanging
door
water
uit
flessen).
De
industrie
heeft
mogelijks
meer
substitutiemogelijkheden, hoewel dit ook relatief is ten aanzien van de aard van het
productieproces. Voor de eenvoud wordt verder verondersteld dat A en B elkaar niet snijden
en dat de achterliggende vraagcurven eenzelfde constante prijselasticiteit hebben.
Men bekomt dan de geaggregeerde marginale netto baten curve door de curven A en B
horizontaal te sommeren. Een eerste inelastische aanbodsituatie wordt voorgesteld door de
curve S1, wat betekent dat de beschikbare hoeveelheid water QT1 is. Een efficiënte allocatie
van QT1 zou QB1 verdelen aan de industrie en QA1 aan de huishoudens. De marginale netto
baten (MNB1) zijn daarbij over de 2 sectoren gelijk. Wanneer we aanbodsituatie S2
beschouwen zou toepassing van bovengenoemde regel impliceren dat de industrie geen
13
De netto baten curve wordt afgeleid uit het verticale verschil tussen de vraagcurve en de marginale
kostencurve (cfr. supra paragraaf 2.2).
aanspraak zou kunnen maken op water, terwijl de huishoudens het volledige wateraanbod
QT2 genieten.
2.6 Intertemporele allocatie van water
Tot dusver hebben we in onze bespreking geen rekening gehouden met de tijdsdimensie bij
het alloceren van water. In de praktijk zullen echter beslissingen met betrekking tot de
allocatie van watervoorraden nu de mogelijkheden in de toekomst beïnvloeden, bijvoorbeeld
als gevolg van overextractie van grondwaterreserves of als gevolg van geaccumuleerde
vervuiling. Om intertemporeel efficiënte beslissingen te kunnen nemen is het dus vereist dat
men rekening houdt met de toekomstige netto baten. Om ons in staat te stellen toekomstige
netto baten te vergelijken met huidige netto baten, dienen we deze eerste te verdisconteren
naar hun actuele waarde (‘present value’). Dit kan gedaan worden door middel van de
onderstaande formule (Tietenberg, 1996, p 26).
n
PV [ B0, B1, …, Bn] = ∑ Bi / (1 + r)i
i=0
Het rechterlid geeft aldus de huidige waarde weer van een toekomstige stroom baten [ B0, B1,
…, Bn], rekening houdend met een discontovoet r. Een allocatie van bronnen over n periodes
is dynamische efficiënt wanneer de huidige waarde van toekomstige netto baten, die mogelijk
zijn als gevolg van alle mogelijke allocaties over n periodes, wordt gemaximaliseerd
(Tietenberg, 1996, p 26).
We kunnen deze allocatiebeslissing ook grafisch voorstellen (figuur 14). Daarvoor
veronderstellen we voor de eenvoud dat de beschikbare bron slechts over 2 periodes dient
verdeeld te worden. We gaan er ook vanuit dat de vraag en de marginale kost in de 2 periodes
gelijk zijn en daardoor ook de netto baten. De huidige waarde van de marginale netto baten in
de tweede periode zal wel lager zijn omwille van het feit dat deze worden verdisconteerd.
Figuur 14: Intertemporele allocatie
Bron: Tietenberg, 1996, p 29
De curve die de huidige waarde van de marginale netto baten (MNB) in periode 2 weergeeft
dient men te lezen van rechts naar links. Wanneer de totaal beschikbare watervoorraad x1 +
x2 (of meer) is, leidt optimalisering tot allocatie van een hoeveelheid x1 in de eerste periode
en x2 in de tweede periode. Dit is het geval wanneer er geen schaarste is. Er stelt zich dan ook
geen verdelingsprobleem, zodat het criterium voor efficiënte allocatie hetzelfde is als
besproken in paragraaf 2.2. Stel dat we wel te maken hebben met schaarste en dat
bijvoorbeeld de beschikbare hoeveelheid X over de 2 periodes dient verdeeld te worden.
Rekening houdend met de toekomst impliceert dynamische efficiëntie dat de huidige waarde
van de marginale netto baten in beide periodes gelijk dient te zijn. Dit is het geval in punt a,
wat overeenkomt met een allocatie van hoeveelheid 0b in periode 1 en 0’b in periode 2.
Als gevolg van schaarste ontstaat dus een opportuniteitskost, de marginale gebruikerskost
(Tietenberg, 1996, p 29). In de figuur wordt deze voorgesteld door het lijnstuk ab.
Beslissingen over de allocatie vandaag vereisen dat de marginale gebruikerskost in rekening
wordt gebracht, opdat de intertemporele verdeling optimaal zou zijn.
Uit de figuur valt ook af te leiden dat hogere marginale netto baten in de toekomst
(bijvoorbeeld door een hogere vraag) of een lagere discontovoet aanleiding geven tot een
verschuiving van de MNB2 curve naar links, waardoor de marginale gebruikerskost toeneemt.
Een lagere discontovoet betekent immers dat de baten in de toekomst belangrijker worden
geacht.
De gebruikerskost omvat eigenlijk twee opportuniteitskosten (Kahn, 1996, p 379). Ten eerste
is er de opportuniteitskost van geen watervoorraden te hebben voor toekomstig gebruik
(intertemporele opportuniteitskost) en ten tweede de opportuniteitskost van geen
watervoorraden
te
hebben
voor
alternatieve
huidige
gebruiken
(gelijktijdige
opportuniteitskost). De gebruikerskost voorgesteld in figuur 13 omvat dan ook deze twee
kostencomponenten, omdat deze de huidige waarde van de totale netto baten over de twee
periodes maximaliseert.
2.7 Waarderen van milieuwaarden
In deze paragraaf lichten we eerst het begrip ‘totale economische waarde’ toe. Vervolgens
beschrijven we de methoden die kunnen gebruikt worden om de totale economische waarde
van milieugoederen en –diensten te bepalen.
2.7.1 Totale economische waarde
Volgens sommigen is de benaming ‘totale economische waarde’ een vernauwing van het
begrip ‘totale milieuwaarde’. Omdat deze laatste ook niet – menselijke waarden zou
omvatten. Deze categorie blijft echter vrij controversieel, omdat ze verwijst naar de waarde
los van de humane perceptie van waarde. Binnen de KRW wordt ook een antropocentrische
benaderingswijze gevolgd (cfr. infra paragraaf 3.2.2). Dit neemt niet weg dat mensen als
motief voor waardering rekening houden met de waarde van het ecosysteem op zich.
Meestal wordt de totale economische waarde van een bron opgesplitst in gebruikswaarden en
niet – gebruikswaarden (Ward, 2006, p 153). De gebruikswaarde kan vervolgens verder
opgesplitst worden in (Brouwer, 2004, p 10):
-
de directe gebruikswaarde: deze stemt voort uit het directe gebruik van het milieu.
Men kan daarbij een onderscheid maken tussen consumptief gebruik (bvb. het drinken
van water of het eten van vis) en niet–consumptief verbruik (bvb. recreatie in, op of
aan het water) (Pearce et al., 1990, p 130).
-
de indirecte gebruikswaarde: zoals bijvoorbeeld voor het irrigeren van landbouwgrond
voor voedselproductie (Brouwer, 2004, p 10).
Niet - gebruikswaarden kunnen onderverdeeld worden in:
-
bestaanswaarde: de waarde die mensen hechten aan het loutere bestaan van de
milieubron, los van het gegeven of men er nu of in de toekomst gebruik van wil
maken.
-
legaatwaarde: deze bestaat erin dat mensen het belangrijk vinden dat de natuurlijke
bron wordt overgelaten aan toekomstige generaties.
-
filantropische waarde: is gebaseerd op altruïsme, in die zin dat mensen het belangrijk
kunnen vinden dat anderen ook van de natuurlijke bron kunnen genieten (Brouwer,
2004, p 10).
Los van de bovenstaande opdeling wordt ook de optiewaarde onderscheiden. Deze bestaat uit
de waarde die men hecht aan de mogelijkheid om de natuurlijke bron in de toekomst
eventueel te gebruiken. Indirect is dit een uiting van de betalingsbereidheid ter behoud van de
bron, gegeven de kans dat men deze zou gebruiken (Pearce et al., 1990, p 130).
2.7.2 Economische waarderingsmethoden
De methoden om de economische waarde van milieugoederen en - diensten te evalueren kan
men opdelen volgens drie benaderingswijzen (Ward, 2006, p 166):
1) Op basis van geobserveerd gedrag: het voordeel van deze benadering is dat geobserveerd
gedrag een betrouwbare indicatie is voor de waarde die men hecht aan het milieugoed of de
milieudienst. De volgende 4 methoden kunnen toegepast worden:
a) Marktprijzen methode:
Marktprijzen kunnen gebruikt worden als maatstaf voor de economische waarde van
milieugoederen en – diensten die op een markt worden verhandeld. Wanneer
kwaliteitsverschillen zich doorzetten in prijsverschillen, kunnen deze laatste als maatstaf
gebruikt worden voor de economische waarde van een kwaliteitswijziging, bijvoorbeeld voor
verhandelde vis die uit vervuild water afkomstig is.
Deze methode heeft het belangrijke voordeel dat de nodige data (prijzen, hoeveelheden en
productiekosten) doorgaans gemakkelijk achterhaalbaar zijn. Nadeel is de beperkte
toepasbaarheid van deze methode, omdat veel milieugoederen en – diensten niet op een markt
worden verhandeld (Ward, 2006, p 166).
b) Productiviteitsmethode:
Sommige milieudiensten worden als productiefactor gebruikt door bedrijven voor het
aanbieden van goederen en diensten. Het gebruik van deze diensten verhoogt de productiviteit
en het netto inkomen van de producent. De verandering in het netto inkomen kan bijgevolg
gebruikt worden om de economische waarde van de milieudienst te evalueren (Ward, 2006, p
168). Een voorbeeld hiervan zijn waterkwaliteitsverbeteringen die de productiviteit verhogen
van bedrijven die water van goede kwaliteit nodig hebben in het productieproces. Nadeel aan
deze methode is dat milieudiensten die niet als productiefactor worden gebruikt niet kunnen
gewaardeerd worden.
c) Hedonistisch prijzen methode:
Volgens deze methode kan de economische waarde van een milieuverbetering afgeleid
worden uit de prijsverschillen van goederen met bepaalde milieukenmerken (Ward, 2006, p
169). Meestal wordt ‘hedonistisch prijzen’ toegepast op de woningmarkt. Zo zal bijvoorbeeld
een huis naast een rivier met goede waterkwaliteit op de woningmarkt aan een hogere prijs
verhandeld worden dan een vergelijkbaar huis naast een sterk vervuilde rivier. Naast de
statistische moeilijkheden heeft deze methode het nadeel dat enkel milieukenmerken die
geobserveerd worden zich in de prijzen zullen uiten (Ward, 2006, p 170).
d) Reiskosten methode:
Deze methode laat toe om de volgende beleidsaanpassingen te waarderen: wijziging in de
toegangskost tot een recreatiegebied, het sluiten of openen van een recreatiegebied en het
verhogen of verlagen van de milieukwaliteit van een recreatiegebied (Ward, 2006, p 172). De
methode is gebaseerd op twee principes. Een eerste uitgangspunt is dat reiskosten een
belangrijke uitgave vormen die mensen in overweging nemen bij de beslissing om al dan niet
een recreatiegebied te bezoeken. Ten tweede neemt de toegangskost toe naarmate de afstand
tot het recreatiegebied toeneemt. Men kan een vraagfunctie opstellen naar het recreatiegebied
door het verband te leggen tussen toenemende afstand tot het recreatiegebied en het aantal
keren dat men het recreatiegebied bezoekt. Vervolgens kunnen de baten voor de bezoekers
van het recreatiegebied geschat worden door de wijziging in het bezoekersaantal als gevolg
van verschillende wijzigingen in de reiskosten te observeren.
Nadelen aan deze methode zijn dat een ruime dataset nodig is om de vraagfunctie te kunnen
schatten en dat ze niet kan toegepast worden op een recreatiegebied dat alleen door de
plaatselijke bevolking wordt bezocht (Ward, 2006, p 175).
2) Op basis van de vermijdingskosten:
Deze methode gaat ervan uit dat de waarde van het verbeteren van het milieu kan gemeten
worden door de toekomstige kosten die vermeden worden als gevolg van de
milieuverbetering. De assumptie hierbij is dat wanneer mensen vrijwillig kosten maken om
schade door een verlies aan milieudiensten te vermijden, de diensten minstens evenveel waard
zijn als wat mensen betalen om het verlies te vermijden (Ward, 2006, p 175). Wanneer men
bijvoorbeeld waterkwaliteitsverbeteringen wil waarderen, kan men zich baseren op de kosten
die worden gemaakt om vervuiling van het water te voorkomen.
3) Op basis van uitgedrukte waarden:
a) Contingentiewaardering (Contingent Valuation):
Bij deze methode gaat men mensen vragen wat hun bereidheid tot betalen (‘Willingness To
Pay’) is voor een milieugoed of – dienst. Een alternatief is dat men vraagt wat de bereidheid is
om een bepaalde verandering te aanvaarden (‘Willingness to Accept’).
Dit is de enige methode die in principe bij elke waardering in de praktijk kan gebruikt worden
en tevens de enige methode die de totale economische waarde kan schatten (Pearce et al.,
1990, p 148). Op het einde van paragraaf 3.2.2 wordt deze methode verder geïllustreerd aan
de hand van een voorbeeld.
b) Baten overdracht methode (Benefit Transfer):
Deze methode schat economische waarden van milieudiensten door informatie over te dragen
uit bestaande waarderingen. De idee is dat de waardering uit een bestaand onderzoek kan
gebruikt worden als basis bij de waardering van een nieuw gelijkaardig onderzoek (Ward,
2006, p 182). De methode biedt het voordeel dat geen grootschalig nieuw onderzoek nodig is.
Nadeel is wel dat de individuele kenmerken van milieudiensten meestal verschillend zijn,
waardoor extrapolatie van voorheen geschatte waarden de betrouwbaarheid aantast.
Hoofdstuk 3: Kostenterugwinning binnen de Europese
Kaderrichtlijn Water
In dit hoofdstuk gaan we dieper in op een eerste onderdeel van artikel 9 van de KRW:
Kostenterugwinning voor waterdiensten.
Die stelt dat: “De lidstaten houden rekening met het beginsel van terugwinning van de kosten
van waterdiensten, inclusief milieukosten en kosten van hulpbronnen, met inachtneming van
de economische analyse” … “De lidstaten zorgen er tegen het jaar 2010 voor: … dat de
diverse watergebruikssectoren, ten minste onderverdeeld in huishoudens, bedrijven en
landbouw, een redelijke bijdrage leveren aan de terugwinning van kosten van waterdiensten,
die gebaseerd is op de economische analyse…” (KRW, artikel 9).
In paragraaf 3.1 bespreken we de economische analyse die noodzakelijk is voor de nodige
informatie om artikel 9 van de KRW om te zetten. Nadien specifiëren we in paragraaf 3.2 de
economische kost die het uitgangspunt vormt voor kostenterugwinning. Tot slot evalueren we
in paragraaf 3.3 de toepassing van het kostenterugwinningsbeginsel.
3.1 Economische analyse
De economische analyse dient gezien te worden als een proces dat waardevolle informatie
genereert ter ondersteuning van het beslissingsproces (Wateco, 2004, p 8) en in het bijzonder
voor het opstellen van maatregelenprogramma’s per stroomgebiedsdistrict (Wateco, 2004, p
15). De Wateco leidraad schrijft daarbij het volgende stappenplan voor (Wateco, 2004, p 15):
1) Het in kaart brengen van de kenmerken van de stroomgebieden en in het bijzonder de
watergebruiken, de trends in het aanbod van water en de vraag naar water, evenals het
huidige niveau van kostenterugwinning van waterdiensten.
2) Het identificeren van de waterlichamen die niet aan de milieudoelstelling van de KRW
voldoen.
3) Het ondersteunen van de opstelling van maatregelenprogramma’s per stroomgebied
zodat deze op een kosteneffectieve wijze kunnen geïmplementeerd worden.
Artikel 9 van de KRW stelt dat lidstaten moeten rekening houden met de kostenterugwinning
van waterdiensten. Deze worden gedefinieerd als “alle diensten die ten behoeve van de
huishoudens, openbare instellingen en andere economische agenten voorzien in:
a) onttrekking, opstuwing, opslag, behandeling en distributie van oppervlakte – of
grondwater;
b) installaties voor de verzameling en behandeling van afvalwater, die daarna in
oppervlaktewater lozen” (KRW, artikel 2.38)
Naast de hierboven gedefinieerde waterdiensten wordt er ook een onderscheid gemaakt naar
watergebruik (cfr. supra KRW artikel 1.2: bevordering van duurzaam watergebruik).
Watergebruik zijn waterdiensten inclusief elke andere activiteit die een significante impact
hebben op de status van water (KRW, artikel 2.39). Volgens artikel 9 van de KRW is vereist
dat
elk
watergebruik
minstens
onderverdeeld
in
huishoudelijke,
industriële
en
landbouwgebruiken een redelijke bijdrage moeten leveren aan de terugwinning van de kosten
van waterdiensten. Welke activiteiten juist tot watergebruik behoren wordt in de KRW niet
gedefinieerd. De Wateco leidraad geeft zelf ook aan dat er onduidelijkheid is over de
definiëring van waterdiensten en watergebruik (Wateco, 2004, p 75). De ECO1 werkgroep
laat de lidstaten vrij deze te identificeren in de economische analyse (ECO1, 2004, p 3).
De bovenstaande definiëring van waterdiensten zouden idealiter minstens door de volgende
watergebruiken moeten worden uitgebreid (Strosser et al., 2006, p 26):
•
Diensten ter bescherming van overstromingsrisico’s (het bouwen en het onderhoud
van dijken);
•
Diensten voor de scheepvaart (baggeren van rivieren en kosten van infrastructuur);
•
Waterkracht (het bouwen en het onderhoud van dammen);
•
Landbouw (afwatering en andere infrastructuur);
•
Zelfvoorzienende diensten (eigen waterwinning en/of afvalwaterbehandeling)
De meeste lidstaten hebben in de economische analyse zich echter hoofdzakelijk gericht op
waterdiensten in de enge zin van het woord zoals deze in artikel 2.38 van de KRW zijn
gedefinieerd (Strosser et al., 2006, p 28). Frankrijk, Letland en Roemenië zijn de enige
lidstaten die minstens twee van de volgende sectoren onderscheiden: scheepvaart, waterkracht
of bescherming tegen overstroming. Nederland, Portugal en Spanje betrekken ten minste één
van de bovengenoemde in de economische analyse. De economische analyse in de andere
lidstaten is uitsluitend gericht op drinkwatervoorziening en afvalwaterverwerking. In enkele
gevallen worden ook de zelfvoorzienende diensten beschreven (Strosser et al., 2006, p 27).
Het niet in kaart brengen van alle mogelijke activiteiten die een significante impact hebben op
het aquatisch milieu kan op termijn voor problemen zorgen bij de kostenterugwinning. Dit
vooral wanneer er een discrepantie bestaat tussen de huidige toestand en de beoogde ‘goede
water status tegen 2015’, omdat de potentiële impact van de niet onderzochte activiteiten en
mogelijke vervuilers onbekend blijft.
3.2 Economische kost
Kostenterugwinning refereert naar de economische kost14 van waterdiensten die in rekening
moet worden gebracht. Binnen de KRW wordt deze opgesplitst in 3 soorten kosten: financiële
kosten, milieukosten en kosten van hulpbronnen (KRW, artikel 9). Figuur 15 geeft een
schematische voorstelling van hoe de economische kost is opgebouwd. In de volgende
subparagrafen worden deze kosten verder toegelicht.
14
De economische kost wordt gedefinieerd als de totale kost voor de samenleving.
Figuur 15: Economische kost
Bron: Wateco, 2003, p 117
3.2.1 Financiële kosten
De financiële kosten worden beschouwd als de kosten voor het voorzien van waterdiensten en
kunnen verder uitgesplitst worden in volgende categorieën (Wateco, 2003, p 118):
•
werkingskosten: alle kosten noodzakelijk om de dienst te kunnen voorzien
(bijvoorbeeld materiaalkosten, energiekosten, personeelskosten en chemische kosten)
(ECO1, 2004, p 6).
•
onderhoudskosten: kosten voor het onderhoud van bestaande (of nieuwe) activa tot
de voorziene levensduur.
•
kapitaalkosten: kosten van nieuwe investeringen en daarmee verbonden kosten
inclusief aflossingen.
Om de kapitaalkosten te kunnen spreiden over de levensduur wordt de ‘Equivalent Annual
Cost Method’ aanbevolen (Wateco, 2003, p 118). Deze laat toe om de netto actuele waarde op
te splitsen in een jaarlijkse annuïteit. Er wordt in de Wateco leidraad geen indicatie gegeven
over welke discontovoet men dient toe te passen. Aan te bevelen is om een sociale
discontovoet te gebruiken in plaats van de rente op de kapitaalmarkt (Heinz, 2004, p 3).
Met betrekking tot de wijze waarop de waarde van de bestaande kapitaalgoederen dient te
worden berekend (noodzakelijk voor afschrijvingen), stelt de Wateco leidraad 3 methodes
voorop. Het gebruik van de historische waarde van de kapitaalgoederen wordt daarbij als
inferieur beschouwd, omdat deze geen indicatie geeft over de actuele vervangingswaarde.
Actualisering van de historische waarde door het vermenigvuldigen met een inflatie-index is
de meest praktische en aanbevolen methode volgens de Wateco leidraad, hoewel deze ook
enkele problemen oproept. Zo blijft de vraag welke inflatie – index men best gebruikt en
wordt geen rekening gehouden met mogelijke technische vooruitgang van de infrastructuur
(Wateco, 2004, p 119). Beter is om de vervangingswaarde van de kapitaalgoederen te schatten
op basis van de huidige kost die nodig zou zijn om deze te vervangen. Om praktische
overwegingen wordt deze methode door Wateco niet aanbevolen.
Toch kunnen er grote verschillen ontstaan bij het gebruik van één van deze twee laatste
methodes. Dit omdat naast technische vooruitgang, wijzigingen in de vraag naar de
waterdienst en nieuwe wettelijke vereisten de waardering sterk kunnen beïnvloeden (Heinz,
2004, p 2). Verschillen zullen ook uitvergroot worden omdat waterdiensten relatief
kapitaalintensief zijn. De vrijheid die de lidstaten hebben bij het gebruik van deze methodes
komt daardoor niet ten goede aan de vergelijkbaarheid tussen de financiële kosten van de
waterdiensten in de lidstaten onderling.
Naast de werkingskosten, onderhoudskosten en kapitaalkosten omvatten de financiële kosten
de volgende elementen (zie figuur 15):
•
Administratieve kosten: kosten verbonden aan de administratie van het prijsbeleid en
de monitoring (ECO1, 2004, p 7).
•
Andere
directe
kosten:
waarbij
in
hoofdzaak
wordt
verwezen
naar
productiviteitsverliezen als gevolg van preventieve maatregelen. Bijvoorbeeld het
verlies aan landbouwproductie door de bouw van een opvangbekken voor regenwater
(Wateco, 2004, p 118).
Een belangrijke stap in het rapporteren van de financiële kosten bestaat erin deze exclusief
transfers (belastingen en subsidies) te kwantificeren (Wateco, 2004, p 120). Belastingen die
een geïnternaliseerde milieukost weerspiegelen blijven daarbij onderdeel uitmaken van de
financiële kosten.
3.2.2 Milieukosten
In de KRW wordt niet omschreven wat milieukosten precies inhouden. De Wateco leidraad
definieert deze als “de kosten veroorzaakt door de schade die het watergebruik toebrengt aan
het milieu, de ecosystemen en al diegenen die daarvan gebruik maken (bijvoorbeeld een
daling van de ecologische kwaliteit van aquatische ecosystemen of de verzilting en degradatie
van vruchtbare gronden)” (Wateco, 2003, Annex II.II.2).
Volgens deze definitie wordt er dus een onderscheid gemaakt tussen kosten door:
•
schade aan het milieu en het aquatisch ecosysteem
•
schade aan zij die het ecosysteem en het watermilieu gebruiken
als gevolg van watergebruik.
Schade aan het aquatisch ecosysteem verwijst naar de niet-gebruikswaarde die men hecht aan
een gezond aquatisch milieu, terwijl de schade aan zij die het watermilieu gebruiken
gerelateerd is aan de overeenkomstige gebruikswaarde (ECO2, 2004, p 2). Volgens de ECO2
werkgroep verwijst de gebruikswaarde naar het huidige en toekomstige gebruik van de
natuurlijke hulpbron, terwijl de niet-gebruikswaarde refereert naar de waarde(n) van het
milieu op zich of gebaseerd is op overwegingen dat bijvoorbeeld planten en dieren ook
rechten hebben (ECO2, 2004, p 2). Milieukosten en kosten van hulpbronnen ontstaan daarbij
enkel als gevolg van een welvaartsverlies voor de mens (ECO2, 2004, p 3).
De aangereikte methoden in de Wateco leidraad om milieuwaarden te schatten komt overeen
met de methoden die we hebben voorgesteld in paragraaf 2.7.2. De vermijdingskosten
methode wordt als een goed vertrekpunt gezien om milieukosten te schatten. Men dient wel
op te merken dat de kosten die gemaakt worden om schade te vermijden een onderschatting
kunnen zijn van de milieukosten, omdat mogelijks niet alle schade kan worden vermeden.
Anderzijds kunnen de milieukosten worden overschat wanneer de kosten om schade te
vermijden niet kosteneffectief zijn. De methoden op basis van geobserveerd gedrag en op
basis van uitgedrukte waarden worden als te duur en te tijdsintensief gezien (Wateco, 2003, p
124). Met betrekking tot de contingentiewaardering wordt aangegeven dat de moeilijkheid
erin bestaat om respondenten duidelijk te maken welke milieuverandering men wil waarderen
(bijvoorbeeld van povere water status naar goede water status) (Wateco, 2003, p 126). De
baten overdracht methode kan volgens de Wateco leidraad geschikt zijn wanneer er een
Trans-Europese database zou worden ontwikkeld.
De vraag die men zich vervolgens kan stellen is wanneer men juist spreekt van milieuschade.
“Schade ontstaat wanneer er een discrepantie is tussen een referentie punt en een streefpunt.
… Bij de implementatie van de KRW is het logisch om als referentiepunt de verwachte water
status in 2015 te nemen en als streefpunt de milieudoelstelling van de KRW, i.e. een goede
water status in 2015” (ECO2, 2004, p 4). Toch wordt ook door de ECO2 werkgroep vermeld
dat dit niet noodzakelijk het geval dient te zijn. In het bijzonder omdat het zetten van
standaarden niet noodzakelijk de meest kosteneffectieve manier is (cfr. supra figuur 12).
Kosteneffectiviteit vereist namelijk de afweging van kosten en baten van het verminderen van
vervuiling. Ter verduidelijking wordt dit in figuur 16 grafisch geïllustreerd.
Figuur 16: Kwantificering van milieuschade
Bron: ECO2, 2004, p 21
In tegenstelling tot figuur 12 wordt de marginale vermindering kostenfunctie uitgedrukt op
basis van de gereduceerde vervuiling. De oppervlakte A stelt daarbij de huidige milieukosten
voor die in rekening zijn gebracht. Oppervlakte B geeft de extra milieukosten weer die nodig
zijn om de streefsituatie te halen voor het gegeven referentie – en streefpunt.
Ter illustratie bespreken we een recente studie die de beleving en betalingsbereidheid van de
Nederlandse burgers voor schoner water naging (Brouwer, 2004). Deze informatie is
waardevol omdat deze zicht geeft op de potentiële baten van het streven naar de
milieudoelstellingen van de KRW. En dit omdat dat de lidstaten de mogelijkheid hebben om
te verzaken aan maatregelen ter verbetering van het aquatisch milieu wanneer deze
onevenredig hoge kosten met zich mee zouden brengen (cfr. supra paragraaf 1.5.2). Hieronder
bespreken we kort de opzet van de studie en de resultaten.
Voor het onderzoek werd er een representatieve enquête via briefwisseling gehouden bij 5000
Nederlandse huishoudens op basis van de contingentiewaardering methode. Dit is de enige
methode die in staat is om zowel gebruikswaarden als niet-gebruikswaarden te waarderen
(Brouwer, 2004, p 12). Toch brengt ook deze methode mogelijks problemen met zich mee,
die de betrouwbaarheid in gevaar kunnen brengen. Om de ‘non-response bias’ te
minimaliseren werd vermeld dat de eerste 100 inzendingen een cadeaubon van 25 euro
zouden ontvangen. Hierdoor werden 27 % van de enquêtes teruggestuurd (Brouwer, 2004, p
16). De steekproef kan gezien worden als vrij representatief voor heel Nederland. Hoewel
deze iets meer mannen bevat, de leeftijdsgroep tussen 41 en 80 jaar enigszins
oververtegenwoordigd is en ruim de helft van de respondenten lid of donateur is van een
natuur – of milieubeschermingorganisatie (Brouwer, 2004, p 19). Verder werd bij de enquête
een zwart – wit compilatiefoto van enkele watergebruiken bijgevoegd evenals een
informatieblad. Daarenboven werd door middel van de vraagstelling in de enquête getracht de
mogelijke ‘information bias’ te beperken. Met betrekking tot de vraag naar de bereidheid tot
betalen, werd gekozen voor een dichotome vraagstelling: “Bent u bereid x euro te betalen, ja
dan neen?” Bij deze vraag werd ook aangegeven in welke mate men reeds betaalt voor
schoner water in Nederland en dat het aangegeven bedrag enkel dient voor extra kosten van
maatregelen. De keuze van de bedragen varieerden van 1 euro tot 200 euro en werden
willekeurig over de respondenten verdeeld. Het is mogelijk dat daardoor de ‘starting point
bias’ tot een minimum herleid is. Het hypothetische karakter blijft echter bestaan waardoor er
mogelijks afwijkingen zijn tussen de verklaarde bereidheid en de echte bereidheid tot betalen.
Uit de studie blijkt dat een derde van de Nederlandse bevolking het water in Nederland niet
schoon vindt. Er bestaat daarbij een verschil in perceptie tussen de kwaliteit van zeewater en
de waterkwaliteit in rivieren, kanalen, meren, plassen en sloten. Bijna 40 procent van de
Nederlanders vindt de waterkwaliteit van deze laatste categorie slecht, terwijl iets meer dan
25 procent de kwaliteit van zeewater ontoereikend vindt (Brouwer, 2004, p 6). Aangezien de
perceptie kan afwijken van de realiteit zal de verklaarde bereidheid tot betalen niet altijd de
bedoelde milieuverandering waarderen. Een andere vaststelling uit het onderzoek is dat 97 %
van de respondenten het belangrijk vindt dat het water in Nederland schoner moet worden dan
nu het geval is (Brouwer, 2004, p 21). De redenen die ze hiervoor aangeven worden
samengevat in tabel 6.
Tabel 6: Redenen waarom respondenten schoon water in Nederland belangrijk vinden
Reden
Aantal respondenten
Eigen gezondheid / gezondheid mens
454
Voor plant en dier
441
Basis of bron van alle leven
221
Voor natuur en milieu
234
Om zonder zorgen te kunnen zwemmen / recreatie
175
Drinkwater
146
Minder kans op ziekten
61
Voor kinderen / toekomstige generaties
104
Andere (stank, zuiveringskosten, landbouw enz.)
169
Opmerking: 253 respondenten gaven zowel de eerste als de tweede reden op.
Bron: Brouwer, 2004, p 22
De helft van de ondervraagde personen blijkt bereid te zijn om jaarlijks een extra belasting te
betalen, 38 % is dit niet bereid (Brouwer, 2004, p 24). De neen - stemmers halen in volgorde
van belangrijkheid de volgende redenen aan: inkomen te laag, vervuiler moet betalen, gelooft
niet dat extra geld wordt besteed aan schoner water, betalen al genoeg belasting (Brouwer,
2004, p 24).
Het gemiddelde bedrag dat een Nederlands huishouden extra wil betalen wordt geschat op
105 euro per jaar met een standaardafwijking van 15.7. Gemiddeld betaalt men al 470 euro
aan drinkwater, riool en verontreinigingsheffing (Brouwer, 2004, p 27). Deze bereidheid blijkt
sterk afhankelijk van het gemiddelde inkomen: laagverdieners, gemiddelde inkomens en
hoogverdieners zijn bereid respectievelijk 44 euro, 115 euro en 164 euro per huishouden per
jaar te betalen (Brouwer, 2004, p 27). Andere demografische en sociaal – economische
factoren, evenals de perceptie van de waterkwaliteit en het al dan niet lid of donateur zijn van
een milieubeschermingorganisatie blijken geen invloed te hebben op de mate van
betalingsbereidheid (Brouwer, 2004, p 32).
Het is aldus zinvol om de beleving en betalingsbereidheid voor een beter aquatisch milieu van
de bevolking in elk stroomgebied na te gaan door middel van de contingentiewaardering
methode. En dit om twee redenen. Ten eerste werpt deze methode ook licht op de batenzijde
van maatregelen ter verbetering van het aquatisch milieu en ten tweede omdat de
contingentiewaardering de enige methode is die niet – gebruikswaarden kan schatten. Nietgebruikswaarden moeten volgens de Wateco leidraad in rekening worden gebracht bij het
evalueren van milieukosten.
3.2.3 Kosten van hulpbronnen
Kosten van hulpbronnen worden door Wateco gedefinieerd als “de kosten van vergane
opportuniteiten die andere watergebruikers ervaren als gevolg van de uitputting van de bron
(bijvoorbeeld door de overabstractie van grondwater)” (Wateco, 2003, p 72). Dit komt
overeen met de marginale gebruikerskost die bij de intertemporele allocatiebeslissing in
rekening moet worden gebracht (cfr supra paragraaf 2.6). De Wateco leidraad vermeldt echter
geen duidelijke manier hoe deze kosten dienen te worden geschat en geeft dan ook aan dat
verdere verduidelijking nodig zal zijn (Wateco, 2003, p 48). Verder in de leidraad geeft men
aan dat deze kosten zowel watergebruikers nu als deze in de toekomst treffen (Wateco, 2003,
p 120), maar bij een grafische illustratie betrekt men enkel het gevolg van schaarste op het
huidige watergebruik (Wateco, 2003, p 122). De kosten van hulpbronnen zou aldus
overeenkomen met het verschil in prijs tussen de situatie indien er geen schaarste en indien er
wel schaarste is. In figuur 12 werd deze voorgesteld als het verschil tussen MNB1 en MNB2
(cfr supra paragraaf 2.5).
De ECO2 werkgroep hanteert een ruimere definitie, die naast het intertemporele ook het
ruimtelijke aspect omvat. Zij stellen dat kosten van hulpbronnen niet noodzakelijk het gevolg
zijn van de mogelijke uitputting van de waterreserves, maar veralgemenen door te stellen dat
kosten van hulpbronnen ontstaan “als gevolg van een economisch inefficiënte allocatie van
water en/of vervuiling over de tijd en over verschillende watergebruikers (ECO2, 2004, p 2).
Niettegenstaande dit een duidelijke definiëring is, wordt opnieuw geen methodologie
aangegeven die praktisch toepasbaar is. Wel wordt bij wijze van voorbeeld een pilootstudie
aangehaald die probeert deze kosten te kwantificeren (ECO2, 2004, p 13).
De voorgestelde methodologie is gebaseerd op een hydro – economisch simulatie – en
optimalisatiemodel op het niveau van het stroomgebied. Dit model integreert systematisch de
waterbronnen
(oppervlaktewater
of
grondwater),
de
vraag
van
de
verschillende
watergebruikers en de infrastructuur zowel in ruimte als in de tijd (Alvarez, 2004, p 2).
Daarbij wordt de marginale opportuniteitskost (kosten van hulpbronnen) gedefinieerd als “de
kost voor het systeem als gevolg van één eenheid minder van de bron op een gegeven locatie
in tijd” (Alvarez, 2004, p 1). De marginale milieukosten worden beschouwd als “de kost voor
het systeem als gevolg van een toename van de milieubeperking (bijvoorbeeld minimale
doorstroming of minimale inhoud van reservoirs) met één eenheid” (Alvarez, 2004, p 2).
Deze kunnen geschat worden na de uitwerking van het optimalisatie probleem (minimaliseren
van de totale kost voor het systeem). De marginale kosten komen dan tot uiting in de
multiplicatoren van de nevenvoorwaarden (capaciteitsbeperkingen, minimale doorstroming,
…) (Alvarez, 2004, p 2).
Hoewel de toepassing van deze methode nog deels in ontwikkeling is, kan ze als de meest
veelbelovende worden beschouwd.
3.3 Evaluatie van de toepassing van het kostenterugwinningsbeginsel voor
waterdiensten
In deze paragraaf geven we eerst de moeilijkheden weer die ontstaan bij de implementatie van
het kostenterugwinningsbeginsel en nadien evalueren we de toepassing door de lidstaten.
Uit de bovenstaande paragraaf is duidelijk dat ondanks de Wateco leidraad en de aanvullingen
van de ECO2 werkgroep met betrekking tot de berekening van de economische kost, er geen
ondubbelzinnige methode wordt aangereikt om het principe van kostenterugwinning in de
praktijk toe te passen. De leidraad is op dat vlak eerder een selectie van mogelijke
benaderingswijzen ter ondersteuning van het kostenterugwinningsbeginsel. De moeilijkheden
situeren zich zowel bij de financiële kosten, de milieukosten en de kosten van hulpbronnen als
bij de samenhang tussen deze elementen. Zo kunnen milieukosten en kosten van hulpbronnen
niet zomaar worden opgeteld. Immers, bij het evalueren van kosten van hulpbronnen is
informatie vereist over de kosten en baten van de verschillende watergebruikers om na te gaan
of alternatieve allocaties efficiënter zouden zijn. Maar tot deze kosten behoren ook
milieukosten, waardoor het risico bestaat dat deze en de kosten van hulpbronnen elkaar
overlappen (Heinz, 2005, p 2). Een bijkomende moeilijkheid bestaat erin dat
‘kostenterugwinning voor waterdiensten’ gerapporteerd moet worden op stroomgebiedniveau,
terwijl waterdiensten voornamelijk de taak zijn van de drink – en afvalwatersector die elk een
eigen verzorgingsgebied hebben dat niet noodzakelijk samenvalt met de stroomgebieden
(ECO1, 2004, p 8).
Bovenstaande heeft als gevolg dat de door de lidstaten toegepaste methodes (indien deze er al
zijn), om de kostenterugwinning voor waterdiensten na te gaan, sterk verschillen.
Ten eerste omdat waterdiensten door de lidstaten op verschillende manieren worden
geïnterpreteerd (cfr. paragraaf 3.1) en ten tweede omdat de bereidheid om de economische
kost te schatten niet overal aanwezig is. De meeste berekeningen zijn beperkt tot de financiële
kosten, hoewel ook daar in de helft van de gevallen op een niet transparante wijze wordt
gerapporteerd (Strosser et al., 2006, p 34). Problematischer is de invulling van milieukosten
en kosten van hulpbronnen. In vier vijfde van de gevallen worden deze niet vermeld, noch
berekend (Strosser et al., 2006, p 34). Daar waar berekening wordt gerapporteerd, zijn de
wijzen waarop sterk verschillend. Drie voorbeelden kunnen dit illustreren.
In Zweden worden de huidige en geplande uitgaven voor het bereiken van de bestaande
normen gebruikt als proxy voor de milieukosten (Heinz, 2005, p 2).
In Vlaanderen worden milieukosten gedefinieerd als “de kosten van maatregelen ter
vermindering,
voorkoming
of
tenietdoening
van
milieuverontreiniging
en
de
milieuschadekosten” (Artikel 60 rapport, 2004, p 34). Maar bij de toepassing van het principe
van kostenterugwinning worden de milieukosten gezien als de “kosten van maatregelen om
schade aan het milieu te voorkomen, te verminderen of teniet te doen” (Artikel 60 rapport,
2004, p 34).
Een positieve uitzondering is te vinden in Frankrijk, waar milieukosten wel worden
geïnterpreteerd als de additionele kosten om een ‘goede water status’ te bereiken (Heinz,
2005, p 3). De kosten van maatregelen die al werden genomen worden daar bij de financiële
kosten gerekend.
Dezelfde conclusie als op het einde van paragraaf 1.3 is ook voor de KRW van toepassing.
Daar merkten we op dat onduidelijke definiëring en onjuiste interpretatie van de gebruikte
concepten in de Richtlijnen één van de oorzaken was voor de povere implementatie.
De nauwe interpretatie van het kostenterugwinningsbeginsel is niet enkel de
verantwoordelijkheid van de lidstaten, maar eveneens het gevolg van een gebrek aan
duidelijke omschrijving en methodologie met betrekking tot de implementatie. Het is aan te
bevelen dat een verduidelijking van de leidraad wordt opgesteld, die meer de nadruk legt op
de praktische invulling van het kostenterugwinningsprincipe. Men kan argumenteren dat op
enkele uitzonderingen na de meeste lidstaten blijk geven van een matige bereidheid om de
discrepantie tussen de verwachte milieutoestand en beoogde toestand in 2015 te kwalificeren
en te kwantificeren. Deze matige bereidheid valt de lidstaten echter niet volledig te verwijten
wanneer zij het advies van de ECO1 werkgroep hebben gevolgd. Daarin wordt aangeraden
om bestaande methodes te gebruiken en niet actief nieuwe data te zoeken. “Een te grondige
benadering zou kunnen leiden tot ‘dead in good health’ ” (ECO1, 2004, p 2). We zouden dit
kunnen interpreteren dat men de huidige druk op het milieu en onze gezondheid als niet
significant acht of dat men het als een onmogelijke opdracht ziet om nieuwe methodes en data
te zoeken.
Hoofdstuk 4: Het waterprijsbeleid als instrument voor de
implementatie van de Europese Kaderrichtlijn Water
De prijszetting van waterdiensten is een belangrijk instrument binnen de KRW om een
duurzaam gebruik van de waterreserves te bevorderen (zie Artikel 9 van de KRW). Adequate
prijsprikkels moeten daarbij de weerspiegeling zijn van de totale economische kost van de
waterdiensten. In de praktijk en zeker in de literatuur zijn er aanzienlijk veel tariefstructuren
ontwikkeld die elk één of meerdere objectieven nastreven. In dit hoofdstuk is het de bedoeling
om een beknopt overzicht te geven van deze tariefstructuren (paragraaf 4.1). Daarbij
bespreken we eveneens hoe het vervuiler betaalt principe wordt toegepast in de
huishoudelijke sector en wat de moeilijkheden hierbij zijn. Nadien gaan we in paragraaf 4.2
dieper in op de verschillen in het waterprijsbeleid en de drinkwaterorganisatie in de Europese
lidstaten.
4.1 Prijszetting
4.1.1 Tariefstructuren
Economische efficiëntie stelt dat de prijs voor de waterdienst moet gelijkgesteld worden aan
de marginale kost van de waterdienst (Dalhuisen, 1999, p 10). Enkel op die manier worden de
netto baten van het watergebruik gemaximaliseerd (cfr. supra figuur 9 uit paragraaf 2.2) en
wordt er een duidelijk signaal gegeven over de werkelijke kost van de waterdienst. Zoals
vermeld in paragraaf 3.2 moet de marginale kost daarbij ruim geïnterpreteerd worden en
eveneens de milieukosten en kosten van hulpbronnen bevatten, zodat de prijs gelijk is aan de
extra economische kost van het voorzien in één extra eenheid water. Verder is het vereist dat
de marginale kost op lange termijn wordt beschouwd, dus inclusief kapitaalkosten, opdat de
prijszetting dynamisch efficiënt zou zijn (Hanemann, 1997, p 5.6).
De implicaties van deze regel kunnen zeer verregaand zijn. Gebruikers die ver of hoger
gelegen wonen ten opzichte van de waterdienst zullen bijgevolg meer moeten betalen, evenzo
moet watergebruik op piekmomenten duurder aangerekend worden (Dalhuisen, 1999, p 10).
Doorgedreven toepassing van het criterium van economische efficiëntie zou dus kunnen
leiden tot grote complexiteit en buitensporige administratieve kosten bij het prijsbeleid.
Daarnaast worden waterdiensten gekenmerkt door hoge vaste kosten (cfr. supra paragraaf 2.2)
die het moeilijk maken om de marginale kost per afzonderlijke eenheid in te schatten.
Gegeven
de
infrastructuur
zijn
de
marginale
kosten
relatief
laag,
terwijl
capaciteitsuitbreidingen aanleiding geven tot een sterke kostentoename.
Het kapitaalintensieve karakter van waterdiensten schept echter nog een grotere moeilijkheid.
Afhankelijk van de productieschaal is het niet noodzakelijk zo dat een prijs gelijk aan de
marginale kost voldoende is om de kosten van de waterdienst te dekken (Loehman, 2004, p
3). Figuur 17 stelt dit grafisch voor.
Figuur 17: Marginale kost prijszetting in geval van toenemende schaalvoordelen
Bron: Eigen bewerking
Wanneer uitbreiding van de geproduceerde hoeveelheid water onderhevig is aan toenemende
schaalvoordelen (dalende gemiddelde kost), dan zorgt prijszetting gelijk aan marginale kost
(p1) voor een verliessituatie ten belope van de grijze oppervlakte. Enkel in het geval van
constante schaalvoordelen zal de waterdienst break - even zijn.
De meest eenvoudige oplossing om voldoende inkomsten te generen zodat de waterdienst in
zijn voortbestaan verzekerd is, bestaat erin de prijs gelijk te zetten aan de gemiddelde kost
(Dalhuisen, 1999, p 9). Dit gaat echter ten koste van de economische efficiëntie, omdat de
gemiddelde kost per definitie een indicatie is van de kost van de gehele (en niet de
additionele) productie.
Om dit probleem te verhelpen kan een tweedelig tarief geïntroduceerd worden, bestaande uit
een bijdrage (abonnementsvergoeding) tot de vaste kosten en een variabel deel afhankelijk
van de verbruikte hoeveelheid (Loehman, 2004, p 3). Hoewel de abonnementsvergoeding
gericht is op het terugwinnen van de vaste kosten van de waterdienst, blijft de hoogte ervan in
belangrijke mate arbitrair. Bestaande abonnementsvergoedingen vertegenwoordigen slechts
een kleine fractie van de vaste kosten van de waterdiensten (gesprek met de heer Modderie L.,
25 april 2006, Gent). Er bestaat aldus een afweging tussen voldoende inkomstenstabiliteit
door een hoge abonnementsvergoeding te vragen en toepassing van het principe dat men
betaalt volgens de verbruikte hoeveelheid door geen of een kleine abonnementsvergoeding te
vragen. Indien men een signaal wil geven tot efficiënte benutting van de watervoorraden, dan
is het noodzakelijk om de abonnementsvergoeding tot een minimum te beperken.
Om zuinig gebruik aan te sporen, kan men nog een stap verder gaan door een progressieve of
getrapte tariefstructuur te hanteren. Deze bestaat erin om per consumptieblok een variërende
prijs aan te rekenen (Liu et al., 2003, p 212). De afbakening van consumptieblokken hangt af
van de mate waarin men een signaal wil geven tot spaarzaam gebruik, maar kunnen ook
ingegeven worden door sociale motieven (Loehman, 2004, p 4). Een laag tarief voor een
zekere basishoeveelheid kan worden gehanteerd om lage inkomensgroepen financieel te
ondersteunen. Ook het Economisch en Sociaal Comité pleit voor het voorzien in een vitale
hoeveelheid water voor iedereen, ook voor diegenen die hun verbruik niet kunnen betalen
(Economisch en Sociaal Comité, 2001, p 3.2.1). In Vlaanderen gaat men nog een stap verder
door de eerste 15 m³ gratis te leveren. Dit wordt in paragraaf 5.2.2 meer in detail besproken.
Het tegenovergestelde komt ook voor: een regressieve tariefstructuur waarbij hogere volumes
aan een lager tarief worden aangerekend. De idee is dat het leveren van grotere hoeveelheden
aan een gebruiker een dalende kost impliceert. Het is duidelijk dat elke prikkel tot zuinig
gebruik hier ontbreekt, wel integendeel. De prijsprikkel ontbreekt eveneens wanneer een
uniforme prijs wordt gehanteerd los van de gebruikte hoeveelheid. Dit is vaak het geval
wanneer er geen watermeter geïnstalleerd is.
In een meer theoretische benadering is het mogelijk om prijzen zo te bepalen dat ze efficiënt
zijn, gegeven de beperking dat de kosten worden gedekt. Dit staat bekend onder de
zogenaamde ‘Ramsey prijszetting’. Daarbij wijken prijzen af van de marginale kost op
inverse wijze van de prijselasticiteit van de vraag (Hanemann, 1997, p 5.23). Dit betekent dat
watergebruikers die relatief minder reageren op prijswijzigingen een hogere prijs zal
aangerekend worden en de prijsgevoeligere gebruikers een lagere prijs ten opzichte van de
marginale kost. Er zijn echter twee redenen waarom de praktische toepasbaarheid beperkt
blijft (Hanemann, 1997, p 5.24). Ten eerste omdat gedetailleerde informatie over de vraag
vaak niet voorhanden is en ten tweede omdat dergelijke prijsdiscriminatie leidt tot een situatie
waarbij zij die het minst in staat zijn om hun consumptiepatroon aan te passen de anderen
subsidiëren. Dit laatste kan uit rechtvaardigheidsoverwegingen ongewenst zijn.
Door de Europese Commissie wordt een driedelige tariefstructuur aanbevolen. Deze kan als
volgt worden voorgesteld (Europese Commissie, 2000, p 10):
P = F + a.Q + b.Y
Waarbij
P = de totale prijs die de gebruiker betaalt
F = aanduiding van de vaste kosten
a = de heffing per gebruikte volume-eenheid
b = de heffing per veroorzaakte vervuilingeenheid
Q = de totale hoeveelheid watergebruik
Y = de totale veroorzaakte vervuiling
De laatste term is de toepassing van het vervuiler betaalt principe, waar we in de volgende
subparagraaf dieper op ingaan.
Met betrekking tot de prijszetting van private watermaatschappijen kan door een
onafhankelijke toezichthouder een zogenaamd ‘price cap systeem’ worden gehanteerd
(Loehman, 2004, p 6). Dit houdt in dat de watermaatschappij een prijs kan aanrekenen aan
haar klanten die maximaal mag toenemen met het inflatiepercentage min de verwachte
productiviteitsstijging. Dit prijsplafond kan door de toezichthouder op regelmatige basis
worden herzien. Aldus is het voor de watermaatschappij mogelijk om tijdelijk winst te maken
door de kosten te reduceren.
Samenvattend kan gesteld worden dat, gegeven bepaalde objectieven, er geen superieure
tariefstructuur bestaat. Dit omdat bepaalde objectieven niet allemaal onderling verzoenbaar
zijn.
4.1.2 Het vervuiler betaalt principe toegepast
In bovenvermelde driedelige tariefstructuur pleit de Europese Commissie er aldus voor dat de
veroorzaakte vervuiling afzonderlijk moet worden aangerekend. In de praktijk is de
veroorzaakte vervuiling wat betreft huishoudelijk afvalwater echter moeilijk te meten in
tegenstelling tot bijvoorbeeld industrieel afvalwater. Daarom stelt men bij de praktische
toepassing van dit prijsbeleid vaak Q gelijk aan Y. Daardoor wordt echter afbreuk gedaan aan
het vervuiler betaalt principe. Figuur 18 geeft weer waarom eenzelfde hoeveelheid water die
wordt onttrokken aan het leidingnet niet noodzakelijk proportioneel dezelfde vervuiling en
zuiveringskost met zich meebrengt.
Figuur 18: Verband watergebruik en veroorzaakte vervuiling
Bron: Eigen bewerking
Opmerking: (a) De schoonmaakproducten komen ongezuiverd in het milieu terecht nadat het water is verdampt
of in de bodem geïnfiltreerd.
Daarenboven zorgt een koppeling van de heffing op afvalwater aan de verbruikte hoeveelheid
water niet voor een aansporing om minder schadelijke stoffen met het verbruikte water te
vermengen. Aldus wordt door de hogere prijs watergebruik op zich ontmoedigd, maar in geen
geval vervuilend watergebruik. Het gevolg is een situatie waarbij watergebruikers die weinig
vervuiling veroorzaken de sterk vervuilende watergebruikers subsidiëren (voor gegeven
verbruikte hoeveelheid). Dit lijkt ver af van het vervuiler betaalt principe. De vraag die men
zich vervolgens kan stellen is of de vervuiler aansprakelijk moet gesteld worden voor de
vervuiling op zich of voor de kost om deze vervuiling te neutraliseren. De definitie van het
vervuiler betaalt principe stelt dat de vervuiler zowel de kosten voor preventie als de kosten
voor corrigerende maatregelen dient te dragen (cfr. supra paragraaf 1.2). Veronderstel een
situatie waarin er maar twee watergebruikers zijn: een vervuilende gebruiker en een niet
vervuilende gebruiker. Dan is het de vervuiler die verantwoordelijk moet worden gesteld voor
de corrigerende maatregelen (het neutraliseren van de vervuiling), maar is hij eveneens
verantwoordelijk voor het loutere bestaan van de zuiveringsactiviteit waardoor hij een
opportuniteitskost creëert. De realiteit is uiteraard meer genuanceerd omdat elke gebruiker in
bepaalde mate ook een vervuiler is. Het is ook zo dat verdunning van afvalwater15 een
efficiëntiekost (lager rendement) impliceert voor de zuiveringsinstallaties (Aquafin, 2006).
Niettemin blijft het neutraliseren van schadelijke stoffen de reden dat er zich zuiveringskosten
bestaan.
Er is nog een bijkomend probleem dat ontstaat bij het koppelen van de heffing op vervuiling
aan het leidingwaterverbruik. Namelijk dat het hergebruik van hemelwater, dat bijgevolg ook
vervuild wordt, niet wordt aangerekend.
Tot slot dient vermeld te worden dat wanneer de watergebruiker niet aangesloten is op een
rioolwaterzuiveringsinstallatie (om welke reden dan ook) het afvalwater rechtstreeks in het
milieu terecht komt, waardoor de zuiveringskost onbepaald blijft. Volgens de definitie van het
vervuiler betaalt principe moet de vervuiler hier de kosten van preventie dragen. Dit zou
betekenen
dat
de
vervuiler
de
financiering
van
een
aansluiting
op
een
rioolwaterzuiveringsinstallatie op zich moet nemen of een eigen zuiveringinstallatie moet
bouwen. Men dient er dan op toe te zien dat de kosten voor preventie en de kosten voor
corrigerende maatregelen niet hoger uitvallen dan de kosten door de vervuiling (cfr. infra
15
Hoofdoorzaak is eigenlijk het hemelwater dat in het rioolnetwerk terechtkomt.
figuur 11). Het verlenen van subsidies aan de vervuiler om aan deze verplichting te voldoen is
volgens het principe niet toegelaten.
Uit bovenstaande moet het duidelijk zijn dat toepassing van het vervuiler betaalt principe in
de praktijk geen eenvoudige opdracht is en dat het belasten van watergebruikers in principe
geen equivalent is voor het belasten van watervervuilers.
4.2 Waterprijsbeleid in de Europese lidstaten
Om een beeld te schetsen van het waterprijsbeleid geven we in tabel 7 een overzicht van de
samenstelling van de huishoudelijke waterprijs in de Europese lidstaten.
Tabel 7: Gemiddelde huishoudelijke drinkwaterprijs en afvalwaterprijs in Europese landen in
1999 (in euro per m³)
Land
Drinkwaterprijs
Afvalwaterprijs
Totaal
Index
Gemiddelde
(Duitsland =
jaarlijkse reële
100)
toename(a) (in %)
Denemarken
1.13
1.55
2.68
74
6.3
Duitsland
1.43
2.19
3.62
100
3.8
Engeland &
1.21
1.42
2.63
73
2.0
Finland
1.05
1.28
2.33
64
3.8
Frankrijk
1.34
1.29
2.63
73
7.0
Griekenland
0.69
0.27
0.96
27
2.2
Hongarije
0.40
0.29
0.69
19
18.7
Italië
0.43
0.28
0.71
20
2.0
0.85
24
6.0
2.67
74
4.6
0.69
19
Luxemburg
Nederland
1.19
1.48
Oostenrijk
Schotland
0.71
0.50
1.22
34
Slovenië
0.44
0.38
0.82
23
Spanje
0.60
0.30
0.90
25
Tsjechië
0.32
0.25
0.57
16
2.46
68
Zweden
3.4
1.9
Zwitserland
1.09
0
1.09
30
Bron: Hrovatin et al., 2001, p 16 en OECD, 2000 voor de laatste kolom
Opmerkingen: Een lege cel duidt op geen beschikbare data; (a) over de periode 1990 tot 1998; de cijfers voor
Vlaanderen zijn niet opgenomen in deze tabel, maar worden in paragraaf 5.3.2 in meer detail besproken.
De verschillen tussen zowel de drinkwaterprijs als de afvalwaterprijs zijn opvallend. De
Zuidelijke en Oost - Europese lidstaten hanteren beduidend lagere tarieven dan de rest van
Europa. Daarenboven blijkt dat, gegeven de beschikbare data, de meeste van deze landen niet
aan een inhaalbeweging bezig zijn de laatste decennia. Het zou voorbarig zijn te stellen dat
omwille van het principe van kostenterugwinning voor waterdiensten de waterprijzen in
Europa in bepaalde mate moeten convergeren naar bijvoorbeeld het niveau in Duitsland of
hoger.
Ten eerste omdat we geen uitspraak kunnen doen over mogelijke kruissubsidiëring tussen de
sectoren. Om dit na te gaan zou men de prijzen uit tabel 7 moeten vergelijken met deze die
aan de industrie en de landbouw worden aangerekend en dit gekoppeld aan het aandeel in de
kosten van de waterdiensten waar deze sectoren voor verantwoordelijk zijn. In de
landbouwsector (en voornamelijk in de Zuidelijke lidstaten) worden vaak aanzienlijk lagere
tarieven gehanteerd (Europese Commissie, 2000, p 11). Dit is het gevolg van financiële
overdrachten (van de huishoudens en de industrie) en van rechtstreekse subsidies aan de
landbouwsector. Kruissubsidiëring is in strijd met het principe van kostenterugwinning in de
KRW.
En ten tweede omdat er belangrijke verschillen zijn in de organisatie van waterdiensten in de
lidstaten (Hrovatin et al., 2001, p 15):
1) Verschil in kosten: De belangrijkste daarbij zijn de beschikbaarheid van water, de
mate van milieubescherming, de kwaliteit van drinkwater, de mate van
afvalwaterbehandeling (cfr. infra paragraaf 1.4.2) en de mate van urbanisatie. De meer
rurale gebieden voornamelijk in Zuid en Oost - Europa zullen bijvoorbeeld grotere
vaste kosten kennen omwille van de uitgestrektheid van het distributienetwerk. Men
zou verwachten dat daardoor hogere prijzen gelden in de Zuidelijke en Oost –
Europese landen. De lagere prijzen in deze landen zullen verder blijken uit de andere
verschillen in de organisatie van waterdiensten. Verder zullen er ook verschillen zijn
qua noodzakelijke investeringen om waterdiensten te onderhouden, te vernieuwen of
uit te breiden.
2) Verschil in het resultatencijfer van de waterdiensten: In landen als Duitsland en het
Verenigd Koninkrijk kan de watersector prijzen zetten die resulteren in een winst voor
de organisatie. In Denemarken, Zweden, Frankrijk en België wordt verwacht dat de
waterdiensten break even zijn. Verliezen worden gemaakt in onder andere Slovenië en
Italië (Hrovatin et al., 2001, p 16). Om het principe van kostenterugwinning toe te
passen is het dan ook vereist dat prijzen op zijn minst dienen aangepast te worden
zodat de financiële kosten van de waterdiensten worden gedekt.
3) Verschil in het al dan niet belasten van waterprijzen: In de meeste lidstaten wordt een
belasting tussen de 5% à 10% geheven op de drinkwaterprijs (afvalwaterprijs is
meestal vrijgesteld), met uitzondering van het Verenigd Koninkrijk waar beide
belastingvrij zijn. In de Scandinavische landen wordt tussen de 20 % en 25 % geheven
op zowel drinkwater als afvalwater (OECD, 1999, p 36). De meeste landen hanteren
heffingen op grondwaterextractie en vervuiling. De vraag blijft of deze een
weerspiegeling zijn van de milieukosten en kosten van hulpbronnen (cfr. infra
paragraaf 3.3).
4) Verschil in tariefstructuur: Het merendeel van de Europese landen past een tweedelige
tariefstructuur toe voor de drinkwatervoorziening, bestaande uit een vaste vergoeding
en een eenheidsprijs gekoppeld aan het verbruik. In Italië en Griekenland wordt een
progressieve tariefstructuur gehanteerd. Zoals al vermeld is dit bedoeld om zuinig
gebruik aan te sporen en/of een basishoeveelheid voor iedereen betaalbaar te houden.
Dat dit niet noodzakelijk tot zuinig gebruik leidt bewijst de situatie in Griekenland.
Daar is het goedkoopste consumptieblok vastgelegd op 20 m³ per huishouden per
maand (OECD, 1999, p 30). Dit heeft duidelijk weinig weg van het voorzien in een
basishoeveelheid, aangezien wordt aangenomen dat ongeveer 15 m³ per persoon per
jaar voldoende is om te voorzien in de basisbehoeften (cfr. supra paragraaf 5.3.2).
De toegepaste tariefstructuur voor de afvoer en zuivering van afvalwater is ofwel in
proportie met het watergebruik, een vast bedrag per huishouden, of afhankelijk van de
grootte van de woning (Hrovatin et al., 2001, p 17), maar geen toepassing van het
vervuiler betaalt principe.
Het hoger aanrekenen van gebruik op piekmomenten (gedurende de dag of
seizoensgebonden) kent vooralsnog weinig toepassingen. Toepassingen ervan zijn wel
onderzocht (voornamelijk in het Verenigd Koninkrijk), maar de resultaten zijn meestal
onduidelijk of de implementatie ervan daadwerkelijk tot netto besparingen kan leiden.
(OECD, 1999, p 61). Een beperkte toepassing vindt men bij de tarieven van de
TMVW waar een abonnee die zelf investeert in een installatie waarbij ’s nachts water
kan worden opgeslagen, een korting geniet van 10 % voor nachtverbruik (TMVW,
2006).
5) Verschil in wie de prijzen zet: Er is een trend naar een meer gecentraliseerde aanpak
binnen de Europese lidstaten waardoor prijzen binnen de lidstaten convergeren
(Hrovatin et al., 2001, p 19). Daarbij is het bepalend of een onafhankelijk orgaan het
prijsbeleid voert of dat politici hier inspraak in hebben. De motieven en
benaderingswijzen kunnen daardoor sterk verschillen.
6) Verschil in de politieke aanvaarbaarheid van prijsstijgingen: “Enerzijds kan het
moeilijk zijn om prijsstijgingen te rechtvaardigen in landen waar men al een hoge prijs
betaalt en anderzijds kunnen prijsstijgingen gemakkelijker aanvaard worden door zij
die het gewoon zijn om een hogere prijs te betalen, als reflectie van water als een
economisch goed” (Hrovatin et al., 2001, p 19). Een geleidelijke aanpak zal
noodzakelijk zijn voor zij die het gewoon zijn lagere prijzen te betalen vanuit de idee
dat water een sociaal goed is.
Bovenstaande geeft aan dat het gevoerde prijsbeleid en de organisatie van de waterdiensten in
de Europese landen sterk verschillen. Het aanpassingsvermogen om de KRW te
implementeren en de bereidheid hiertoe worden door deze verschillen dan ook sterk bepaald.
Men kan wel argumenteren dat de lage waterprijs in de Zuidelijke Europese landen aanleiding
geeft tot buitensporig verbruik (dat niet volledig kan worden gerechtvaardigd door het drogere
klimaat). In sommige landen is dit één van de oorzaken waarom waterreserves onder druk
staan (cfr. supra paragraaf 1.4.3). In Tabel 8 wordt een overzicht gegeven van de
drinkwaterconsumptie per capita voor verschillende Europese landen.
Tabel 8: Drinkwaterconsumptie per capita in de Europese landen in 1999
Land
Consumptie per capita (in Index (Europese Unie = 100)
m³)
Spanje
530
256
Italië
523
253
Portugal
339
164
Griekenland
334
161
Europese Unie
207
100
Frankrijk
125
60
Finland
89
43
Ierland
85
41
Denemarken
79
38
Zweden
71
34
Duitsland
71
34
Nederland
62
30
Oostenrijk
58
28
Engeland
51
25
België
50
24
Bron: Hrovatin, 2001, p 16
Het is duidelijk dat het prijsbeleid een belangrijk instrument is om efficiënt watergebruik te
bevorderen, maar het kan ook leiden tot grote inefficiëntie wanneer het onzorgvuldig wordt
toegepast. We herinneren eraan dat de lidstaten “de sociale effecten, de milieueffecten en de
economische effecten van de terugwinning evenals de geografische en klimatologische
omstandigheden van de betrokken gebieden in acht kunnen nemen” (KRW, artikel 9). Dit
staat aldus open voor ruime interpretatie.
Naast het prijsbeleid, dat idealiter ook moet gebaseerd zijn op participatie van de bevolking en
transparantie (Europese Commissie, 2000, p 20), is het eveneens van belang dat men via
onderwijs en opleiding een nieuwe watercultuur, gericht op het streven naar besparing en het
voorkomen van verontreiniging, zijn ingang laat vinden bij de Europese burgers (Economisch
en Sociaal Comité, 2001, p 4.9).
Hoofdstuk 5: Toepassing op Vlaanderen
In dit hoofdstuk bespreken we bondig hoe de KRW in Vlaanderen wordt geïmplementeerd
(paragraaf 5.1). Vervolgens geven we een overzicht van de maatschappijen die de drink – en
afvalwatersector in Vlaanderen organiseren (paragraaf 5.2). Meer aandacht besteden we aan
de prijsvorming en de invoering van de integrale drinkwaterfactuur (paragraaf 5.3).
Afsluitende schetsen we een scenario voor de toekomst van de drinkwatervoorziening in
Vlaanderen (paragraaf 5.4).
5.1 Implementatie van de KRW in Vlaanderen
5.1.1 Decreet Integraal Waterbeleid
Om de KRW te implementeren werd door het Vlaams parlement op 18 juli 2003 het ‘Decreet
betreffende het Integraal Waterbeleid’ (DIWB) goedgekeurd. (Belgisch Staatsblad
14/11/2003, p 24-43).
De algemene doelstelling is het bereiken van een goede toestand van de watersystemen
(DIWB, artikel 5.1). Een watersysteem wordt gedefinieerd als “een samenhangend en
functioneel geheel van oppervlaktewater, grondwater, waterbodems en oevers, met inbegrip
van de daarin voorkomende levensgemeenschappen en alle bijbehorende fysische, chemische
en biologische processen, en de daarbij behorende technische infrastructuur” (DIWB, artikel
3.16). Eveneens dient met het vervuiler betaalt principe en het kostenterugwinningsbeginsel
rekening te worden gehouden.
De coördinatie en de organisatie van de planning van het Integraal Waterbeleid wordt door de
Vlaamse regering vastgelegd in een waterbeleidsnota (DIWB, artikel 24). Verder wordt
binnen het Vlaamse Gewest een Coördinatiecommissie Integraal Waterbeleid (CIW) ingesteld
(DIWB, artikel 25.1). Deze staat in voor de voorbereiding, planning, controle en opvolging
van het Integraal Waterbeleid; waakt over de uniforme aanpak van de bekkenwerking en is
belast met de uitvoering van de beslissingen van de Vlaamse regering betreffende het
integraal waterbeleid (DIWB, artikel 25.2). Hiermee nam zij vanaf 17 maart 2004 de taak
over van het Vlaams Integraal Wateroverleg Comité (VIWC) (CIW, 2006).
Het Vlaamse Gewest wordt opgesplitst in 4 stroomgebieden: het stroomgebied van de
Schelde, van de Maas, van de IJzer en van de Brugse Polders (DIWB, artikel 18). De Schelde
en de Maas werden toegewezen aan het internationale stroomgebiedsdistrict van de Schelde
respectievelijk van de Maas. Zowel de IJzer als de Brugse Polders werden eveneens bij het
internationale stroomgebiedsdistrict van de Schelde gevoegd (CIW, 2006).
5.1.2 Economische analyse op het Vlaamse niveau
In navolging van de toepassing van artikel 9 van de KRW werd ook binnen Vlaanderen een
economische analyse uitgevoerd.
Waterdiensten worden in deze economische analyse gedefinieerd zoals artikel 2.38 van de
KRW voorschrijft (cfr. supra paragraaf 3.1). Op basis daarvan onderscheidt men de volgende
waterdiensten:
-
Levering van water bestemd voor menselijke consumptie door waterleveranciers;
-
Levering van water door eigen winning;
-
Publieke inzameling en zuivering van afvalwater zowel op gewestelijk als op
gemeentelijk niveau;
-
Zelfvoorzieningen op het gebied van zuivering van afvalwater
Een nauwkeurige en volledige economische beschrijving van het Vlaams deel van de
stroomgebiedsdistricten is volgens de onderzoekers, gegeven de beschikbare data, niet
mogelijk. Twee redenen worden hiervoor aangehaald (Artikel 60 rapport, 2004, p 17). Ten
eerste omdat een bekken of stroomgebiedsgerichte rapportering van economische en sociale
data een nieuw gegeven is. Economische data op het stroomgebiedsniveau (en nog veel
minder op een lager niveau) zijn niet beschikbaar en toewijzing via een verdeelsleutel is niet
altijd mogelijk. Ten tweede zijn er nog geen automatische linken tussen economische en
milieudata voorhanden tussen de verschillende databanken. Momenteel wordt gewerkt aan de
uitbouw en de operationalisering van een Vlaams milieukostenmodel (Artikel 60 rapport,
2004, p 47). Men stelt zich echter de vraag naar de relevantie en de doelstelling van de
verzameling van economische data op bijvoorbeeld het bekkenniveau (Artikel 60 rapport,
2004, p 17).
Met betrekking tot de watergebruiken, bijvoorbeeld waterrecreatie en – toerisme, zijn
gegevens die de link leggen tussen watergebruik en de toestand van het water grotendeels
onbekend. Uitgebreid onderzoek is nodig omdat de economische impact van deze
watergebruiken wordt onderschat (Artikel 60 rapport, 2004, p 29). Dit komt overeen met onze
bemerking in paragraaf 3.1 waar we stelden dat het niet in kaart brengen van alle mogelijke
activiteiten die een significante impact hebben op het aquatisch milieu op termijn voor
problemen kan zorgen bij de kostenterugwinning.
Voor de berekening van de kosten en de kostentoerekening voor waterdiensten werd
geopteerd voor een “pragmatische aanpak” (Artikel 60 rapport, 2004, p 35). Hieronder
bespreken we de gehanteerde methode om het kostenterugwinningspercentage te berekenen
en het resultaat ervan per (huishoudelijke) waterdienst (zoals bij het begin van deze paragraaf
gedefinieerd werd):
-
Levering van water bestemd voor menselijke consumptie door waterleveranciers
In eerste instantie werd hiervoor de prijs van de waterdienst berekend als een gewogen
gemiddelde
van
de
prijs
per
m³
voor
huishoudens
in
eengezinswoningen.
Rekeninghoudend met gezinnen met 1, 2, 3, 4 en 5 gedomicilieerden werd de gemiddelde
drinkwaterprijs voor huishoudens geschat op 1.33 euro per m³ (Artikel 60 rapport, 2004, p
36). In een volgende stap ging men de kost van de waterdienst na. Als basis voor de
financiële kosten werd de informatie gehaald uit de jaarrekeningen van de
drinkwatermaatschappijen. Deze laten echter niet toe om de opdeling volgens de Wateco
leidraad te maken (cfr. supra paragraaf 3.2.1) en om het aandeel van de huishoudens in de
financiële kosten te berekenen. Wat de milieukosten betreft werd verondersteld dat de ‘op
dit ogenblik gekende’ kosten worden doorgerekend in de drinkwaterprijs. Kosten van
hulpbronnen werden gelijkgesteld aan de huidige heffing op de winning van grondwater.
Omdat geen externe kosten, maar enkel de al geïnternaliseerde kosten (cfr. supra figuur
15) in rekening werden gebracht, uit dit zich in een kostenterugwinningspercentage van
rond de 100 %. De reden hiervoor is dat de prijszetting van de drinkwaterprijs via
prijsregulering gebaseerd is op de financiële kosten (cfr. infra paragraaf 5.3.1).
-
Levering van water door eigen winning
De mate van kostenterugwinning werd hier niet nagegaan. Men veronderstelt dat een
groot deel van de financiële kosten door de huishoudens, die eigen water winnen, zelf
worden gefinancierd. Milieukosten en kosten van hulpbronnen worden niet geschat en
bijgevolg niet aangerekend (Artikel 60 rapport, 2004, p 38). Dat deze waterdienst
belangrijk is, illustreren de volgende gegevens: in 2002 werden ruim 65000 eigenwater
winners geteld en meer dan 10000 gemengde waterwinners in het Vlaams deel van het
Scheldestroomgebiedsdistrict (Artikel 60 rapport, 2004, p 38).
-
Publieke inzameling en zuivering van afvalwater zowel op gewestelijk als op
gemeentelijk niveau
Kostenterugwinning werd hier niet berekend, enkel een eerste beschrijving van de te
hanteren methode werd aangegeven (Artikel 60 rapport, 2004, p 40). In paragraaf 5.3.2
gaan we dieper in op de heffing op afvalwater.
-
Zelfvoorzieningen op het gebied van zuivering van afvalwater
Wanneer het voor individuele woningen financieel of technisch niet haalbaar is om zich
aan te sluiten op een publieke zuivering moet de burger zelf instaan voor de zuivering van
zijn afvalwater (Artikel 60 rapport, 2004, p 44). Subsidies kunnen voorzien worden door
zowel de gemeente, het Vlaams Gewest (tot maximaal 1000 euro) en de provincie voor
een installatie voor de individuele behandeling van afvalwater (IBA). De aankoop van een
installatie is ongeveer 3750 euro, installatie en aansluiting bedragen ongeveer 2000 euro
en het jaarlijks onderhoud kan tot 250 euro oplopen (Artikel 60 rapport, 2004, p 45). In
2002 waren er 545 gezinnen met een IBA in het Vlaams deel van het
Scheldestroomgebiedsdistrict. De milieukosten werden opnieuw beschouwd als de reeds
geïnternaliseerde kosten. De kosten van hulpbronnen zijn niet gekend (Artikel 60 rapport,
2004, p 45).
Op basis van de bemerkingen in paragraaf 4.1.2 is het gevoerde beleid aangaande een IBA
geen toepassing van het vervuiler betaalt principe.
5.2 Overzicht van de drink – en afvalwatersector in Vlaanderen
Alvorens we een overzicht geven van de drink – en afvalwatersector in Vlaanderen, schetsen
we kort hoe die historisch gegroeid is. Dit verklaart de verscheidenheid die we vandaag
kennen en geeft zicht op de machtsverhoudingen binnen de sector.
5.2.1
Korte
historische
evolutie
van
de
organisatie
van
de
drinkwatervoorziening16
Ten tijde van de Franse Revolutie werd de drinkwatervoorziening al aan de gemeenten
toevertrouwd uit een bezorgdheid voor de volksgezondheid. Door het gebrek aan financiële
middelen en technische kennis slaagden de meeste gemeenten er niet in om deze taak te
vervullen. Daarom werd in 1907 door de overheid de mogelijkheid ingeroepen om
intergemeentelijke samenwerkingsverbanden (intercommunales) op te richten voor de
drinkwaterdistributie. De gemeenten bleven echter vrij om zich al dan niet te engageren. Ook
dit had niet het gewenste resultaat, omdat sommige gemeenten ervoor kozen om de
ontwikkeling van het drinkwaternet binnen de eigen grenzen te houden. In 1913 werd daarom
de Nationale Maatschappij der Waterleidingen (NMDW) opgericht. De overheid nam zo de
drinkwaterbedeling op zich wanneer de gemeenten zelf geen stappen zetten. Met de
staatshervorming van 1980 werden de bevoegden betreffende de drinkwatervoorziening
overgedragen aan de Gewesten, waardoor de taken van de NMDW werden overgenomen door
de Société Wallonne des Distributions d'Eau (SWDE) voor het Waalse landsgedeelte en de
Vlaamse Maatschappij voor Watervoorziening (VMW) voor het Vlaamse landsgedeelte.
5.2.2 Huidige situatie in Vlaanderen
De drink – en afvalwatersector ‘in enge zin’ betreft de organisaties waarvan de volledige
bedrijfsactiviteit gerelateerd is aan de watersector (Keirsebilck et al., 2006, p 12). Voor
Vlaanderen kan men daarbij de volgende indeling maken:
16
Deze paragraaf is gebaseerd op: URL: <http://www.vmw.be>; Stuers et al. 2002, p 23
•
9 drinkwatermaatschappijen:
o 1
Vlaamse
openbare
instelling:
de
Vlaamse
Maatschappij
voor
Watervoorziening (VMW)
o 7 Vlaamse intercommunales, waarvan 5 zuivere intercommunales:
Antwerpse Waterwerken (AWW)
Provinciale en Intercommunale Drinkwatermaatschappij van de
Provincie Antwerpen (PIDPA)
Tussengemeentelijke
Maatschappij
van
Vlaanderen
voor
Watervoorziening (TMVW)
Intercommunale Waterleidingmaatschappij van Veurne Ambacht
(IWVA)
Intercommunale Watermaatschappij (IWM)
en 2 gemengde intercommunales:
Intercommunale Maatschappij voor Watervoorziening in Vlaanderen
(IMWV)
o 6
Intercommunale voor Waterbedeling in Vlaams-Brabant (IWVB)
Gemeentebedrijven
samengebracht
in
het
Intercommunaal
Samenwerkingscomité van Waterbedrijven (ISWa)
•
1 afvalwatermaatschappij: Aquafin NV
De huidige opdeling van de Vlaamse drink – en afvalwatersector is het gevolg van een
concentratiebeweging die zich de laatste jaren heeft voorgedaan (Stuers et al. 2002, p 16).
In paragraaf 5.3.2 en paragraaf 5.4 gaan we dieper in op de recente en toekomstige
ontwikkelingen binnen de drinkwatersector.
5.3 De waterprijs in Vlaanderen
5.3.1 De prijsvorming
De bevoegdheden van de Gewesten met betrekking tot het waterbeleid zijn vervat in Artikel 6
van de Bijzondere Wet tot Hervorming van de Instellingen van 8 augustus 1980. Zij zijn
bevoegd voor de waterproductie en watervoorziening, met inbegrip van de technische
reglementering betreffende de kwaliteit van het drinkwater, de zuivering van het afvalwater
en de riolering. De federale overheid blijft echter bevoegd voor het vaststellen van
productnormen (Artikel 6.II.4).
De prijsvorming binnen de waterdistributie wordt juridisch bepaald door het ministerieel
besluit van 20 april 1993 houdende bijzondere bepalingen inzake prijzen.17 Artikel 3 van dit
besluit schrijft voor dat onverminderd specifieke bepalingen omtrent het vaststellen van
prijzen of marges, en ongeacht de omzet van de waterdistributie deze geen prijsverhoging kan
toepassen zonder voorafgaandelijke aanvraag. Een aanvraag tot prijsverhoging dient daarbij te
worden toegestuurd aan de Algemene Inspectie van de Prijzen en de Mededinging. Deze
beslist binnen de 60 dagen of de vooropgestelde stijging ingegeven door de
drinkwatermaatschappij overeenstemt met het businessplan.
We kunnen enkele bemerkingen formuleren betreffende deze prijsregulering:
Ten
eerste
is
toezicht
op
de
drinkwaterprijs
belangrijk
aangezien
de
drinkwatermaatschappijen in Vlaanderen het natuurlijke monopolie bezitten wat betreft de
drinkwaterdistributie.
Prijsregulering
sluit
aldus
overwinsten
uit
en
dwingt
de
drinkwatermaatschappijen tot kosteneffectiviteit. Dit zou zich moeten weerspiegelen in een
aanvaardbare prijs voor de gebruikers.
Ten tweede “zorgt prijsregulering voor een zaagtandbeweging in de lange termijn
winstevolutie van de drinkwatermaatschappijen” (Steurs et al., 2002, p 19). Op het moment
dat de maatschappijen een prijsverhoging aanvragen, zullen ze daarbij een zekere reserve
kunnen inbouwen voor de volgende jaren. Wat zich op dat moment uit in positieve
17
http://www.juridat.be
winstcijfers. Naarmate de tijd verstrijkt, nemen de kosten opnieuw toe terwijl de prijs dezelfde
blijft, met als gevolg dat de winsten dalen. Bij een te groot onevenwicht tussen opbrengsten
en kosten zal men een nieuwe aanvraag indienen die bij een goedkeuring leidt tot een opstoot
van de winst.
Een laatste bemerking heeft te maken met de wijze waarop de aanvragen worden behandeld.
De ervaring van de heer Modderie L., algemeen directeur TMVW, leert dat de Algemene
Inspectie van de Prijzen en de Mededinging zich eerder baseert op het niveau van de huidige
drinkwaterprijs dan wel op de kosten van de drinkwatervoorziening (gesprek met de heer
Modderie L., 25 april 2006, Gent). Dit wekt de idee dat men naar één Vlaamse
drinkwaterprijs wil streven. Vanuit de huidige organisatie van de drinkwatersector en een
kosteninvalshoek is het echter niet mogelijk om naar één en dezelfde drinkwaterprijs in
Vlaanderen te evolueren. En dit omdat de drinkwatermaatschappijen sterk verschillen qua
kostenstructuur. Ter illustratie geeft tabel 9 een overzicht van enkele kostenverschillen tussen
de drinkwatermaatschappijen.
Tabel 9: Verschil in kostenstructuur tussen AWW, Pidpa, VMW en TMVW in 2005
Lengte
van
het Personeelsbezetting
Aantal klanten
leidingnet (in km)
Omzet (in
miljoen m³)
AWW
2384
509
145778
150.3
Pidpa
382
599
449686
72.8
TMVW
7700
525
425000
84.6
VMW
28611
1512
1052128
137
Bronnen: AWW, 2006; Pidpa, 2006; VMW, 2006 en TMVW, 2006
Daarnaast bestaat er een verschil met betrekking tot de mate waarin men aan eigen
waterwinning doet of afhankelijk is van aankoop bij derden. Pidpa wint hoofdzakelijk
grondwater, terwijl de TMVW voor bijna 85 % afhankelijk is van aankoop bij de AWW en de
Brusselse Intercommunale Watermaatschappij (BIWM). De aankoop bij derden is
voornamelijk gebaseerd op lange termijn contracten omwille van de gezamenlijke
investeringen (gesprek met de heer Modderie L., 25 april 2006, Gent). De verschillen tussen
de toeleveranciers kunnen echter groot zijn. Zo koopt de TMVW water aan bij de AWW
tegen 0.38 euro per m³ en tegen 0.64 euro per m³ bij de BIWM (TMVW, 2006).
5.3.2 Integrale drinkwaterfactuur
In Vlaanderen gebeurt de waterzuivering of sanering op twee niveaus: het gemeentelijk en het
bovengemeentelijk (of gewestelijk) niveau. Op gemeentelijk niveau zorgt een infrastructuur
van riolen, rioolaansluitingen, grachten en lokale zuiveringsinstallaties voor de afvoer van
afvalwater. Op bovengemeentelijk niveau wordt het afvalwater via collectoren naar
zuiveringsinstallaties gevoerd. Om bij te dragen aan de bovengemeentelijke zuivering,
betaalde men tot eind 2004 een heffing op afvalwater (milieuheffing) aan de Vlaamse
Milieumaatschappij (VMM). Deze heffing (H) werd berekend op basis van de volgende
formule18:
H=T*C*Q
(formule 1)
Waarbij T het eenheidstarief is per vervuilingeenheid (zie tabel 10 voor de gehanteerde
eenheidstarieven per heffingsjaar); C de conversie coëfficiënt is die werd vastgelegd op 0.025;
en Q het waterverbruik is in m³.
Tabel 10: Eenheidstarieven milieuheffing van de Vlaamse Milieumaatschappij
Heffingjaar
Eenheidstarief (in Euro)
1992
14.87
1993
15.12
1994
15.25
1995
15.57
1996
23.7
1997
24.29
1998
24.57
1999
24.71
2000
25.19
2001
25.83
18
Ingeval van eigen waterwinning (met pompvermogen tot 5 m³ per uur) werd de heffing als volgt berekend H =
T * C * 30 m³ * aantal gedomicilieerde personen. Ongeacht het waterverbruik betaalde men een minimum van
7.5 euro op jaarbasis aan de VMM.
2002
26.36
2003
26.72
2004
27.19
2005
27.81
2006
29
Bron: VMM, 2006
Sinds 1991 werd op deze formule een sociale correctie toegepast: de eerste 30 m³ per
huishouden per jaar was vrijgesteld van de milieuheffing en vanaf het derde kind werd per
kind 250 BEF (6.20 euro) in mindering gebracht. De idee was dat huishoudens met een lager
inkomen minder water verbruiken en dus proportioneel meer baat hebben bij deze vrijstelling
(Van Humbeek, 2000, p 280). De formule die men toepaste was de volgende:
H = T * C * (Q – 30) – 250 * (k – 2) met k het aantal kinderen (k > 2)
In 1992 werd deze correctie afgeschaft omwille van administratieve moeilijkheden (Van
Humbeek, 2000, p 280). Men ging toen over op de invoering van een sociale compensatie factor K als functie van het waterverbruik Q. Tabel 11 geeft de waarde van K weer als functie
van het waterverbruik Q.
Tabel 11: Sociale compensatie factor als functie van het waterverbruik
Q ( in m³)
0-50
51–100
101–150
151–200
201–300
301–400
401-500
K
0.20
0.40
0.60
0.70
0.85
0.90
0.95
Bron: Van Humbeek, 2000, p 281
Opnieuw bleek het gewenste effect uit: de huishoudens met een lager inkomen betaalden in
verhouding tot hun inkomen een hogere heffing dan huishoudens met een hoger inkomen
(Van Humbeek, 2000, p 280). Eind 1996 werd dan ook van deze tussenkomst afgestapt en
opnieuw formule 1 toegepast. Twee mogelijkheden om vrijgesteld te worden van de
milieuheffing werden ingevoerd:
-
Vrijstelling om sociale redenen: Indien de klant of een inwonend gezinslid dat
verlengd minderjarig werd verklaard, zich in een situatie bevindt die recht geeft op:
o het leefloon of het levensminimum toegekend door het OCMW van de
gemeente;
o het gewaarborgd inkomen voor bejaarden of de inkomensgarantie voor
ouderen, toegekend door de Rijksdienst voor Pensioenen;
o de
tegemoetkoming
voor
hulp
aan
bejaarden
en/of
de
integratietegemoetkoming voor personen met een handicap, toegekend door de
Federale Overheidsdienst Sociale Zekerheid.
-
Vrijstelling om reden van private zuiveringsinstallatie: Dit wanneer men het
huishoudelijke afvalwater zelf zuivert, op voorwaarde dat de zuiveringsinstallatie aan
de normen voldoet en gebouwd werd op een ogenblik dat de woning nog niet kon
worden aangesloten op een rioolwaterzuiveringsinstallatie (VMM, 2006).
Een bijkomende vernieuwing bestond erin dat vanaf 1 januari 1997 alle maatschappijen die
instaan voor de openbare drinkwatervoorziening jaarlijks 15 m³ leidingwater per persoon
gratis dienen te leveren (decreet van 20 december 1996). De idee achter deze maatregel is
gebaseerd op Agenda 21, de ‘Rio Declaration on Environment and Development’ uit 1992.
Daar stelde men voorop dat elke persoon dagelijks ten minste 40 liter (op jaarbasis is dit
ongeveer 15 m³) zuiver water ter beschikking moet hebben (Agenda 21, p 214, 18.58.a).
Vlaanderen heeft dit letterlijk toegepast door deze basishoeveelheid gratis te leveren. Gratis is
echter relatief, omdat per aansluiting een jaarlijkse abonnementsvergoeding wordt
aangerekend en omdat op de gratis geleverde hoeveelheid wel een milieuheffing dient betaald
te worden. Men krijgt met andere woorden 15 m³ gratis, maar van zodra men ze gebruikt
betaalt men hierop een heffing. De Vlaamse overheid redeneerde dat door de gratis levering
de prijs voor drinkwater vanaf de 16e m³ gevoelig zou stijgen. Dit was duidelijk het geval.
Gemiddeld steeg de drinkwaterprijs 50 % tussen 1996 en 1998 (Van Humbeek, 2000, p 280).
Men argumenteerde dat door de gratis levering en de hogere prijs per additionele m³, de
rationele waterverbruikers een lagere drinkwaterfactuur zouden kennen. Ervan uitgaande dat
waterverbruik inkomenselastisch is, zou deze maatregel de beoogde sociale correctie
vervullen.
Onderzoek toont echter aan dat de nieuwe maatregelen (afschaffing van de sociale
compensatiefactor K, invoering van vrijstelling om sociale redenen en de gratis levering van
15 m³) voornamelijk de huishoudens met een laag inkomen zwaarder treffen. Door de
herziening van de milieuheffing (afschaffing van de sociale compensatiefactor K en invoering
van vrijstelling om sociale redenen) betaalt in eerste instantie elke waterverbruiker een hogere
belasting. Omdat statistisch gezien de lage inkomensgroepen het minste water verbruiken,
ervaren zij hierdoor de grootste relatieve kostentoename (Van Humbeek, 2000, p 290). Ook
de invoering van de gratis levering verhoogt de factuur19 en heeft daarenboven een
verdelingseffect van de lage inkomensgroepen naar de huishoudens met een hoger inkomen.
De reden is dat statistisch gezien de grotere gezinnen in Vlaanderen tot een hogere
inkomensgroep behoren (Van Humbeek, 2000, p 291).
De laatste hervorming is vervat in het ‘Decreet water bestemd voor menselijke aanwending
van 24 mei 2002’ en heeft geleid tot de integrale drinkwaterfactuur. Daarin wordt
voorgeschreven dat vanaf 1 januari 2005 de drinkwatermaatschappijen ook belast worden met
de sanering van het door hen geleverde drinkwater en de inning van een redelijke bijdrage tot
de kosten verbonden aan deze saneringsverplichting, op bovengemeentelijk en desgevallend
op gemeentelijk niveau. Daardoor vervalt de milieuheffing voor de bovengemeentelijke
zuivering die door de VMM werd geïnd en wordt deze vervangen door een
bovengemeentelijke saneringsbijdrage (0.6798 euro per m³ vanaf 01/01/200620) aangerekend
door de drinkwatermaatschappijen. Deze kan men berekenen door in formule 1 factoren T en
C te vermenigvuldigen. De drinkwatermaatschappijen hebben daarbij een akkoord gesloten
met Aquafin N.V. die de collectie en sanering van het afvalwater op bovengemeentelijk
niveau voor haar rekening neemt. Door de TMVW wordt nu ongeveer 15 % van de kosten
van Aquafin N.V. aan de klanten doorgerekend. Op termijn wil men de helft van de kosten
voor de bovengemeentelijke zuivering aanrekenen via de integrale drinkwaterfactuur en de
andere helft halen uit de algemene middelen (gesprek met de heer Modderie L., 25 april 2006,
Gent). Dit zou moeten beantwoorden aan een redelijke bijdrage tot de kosten van
waterdiensten. We dienen opnieuw op te merken dat de saneringsbijdrage geen echte
toepassing is van het vervuiler betaalt principe (cfr. supra paragraaf 4.1.2). De invoering van
de integrale drinkwaterfactuur kan wel de bewustwording vergroten betreffende de
‘werkelijke’ kostprijs van het drinkwater en dus leiden tot rationeler waterverbruik. In reële
termen is de bovengemeentelijke saneringsbijdrage echter dezelfde als de vroegere
milieuheffing.
19
Dit resultaat is robuust voor daling van de consumptie als gevolg van de prijsverhoging. De gebruikte
prijselasticiteit is -0.05 voor consumptie lager dan 30 m³, -0.3 voor consumptie tussen 30 m³ en 120 m³, -0.4
voor consumptie hoger dan 120 m³.
20
In 2005 bedroeg de bovengemeentelijke saneringsbijdrage 0.6605 euro per m³.
Met betrekking tot de saneringsbijdrage op het gemeentelijke niveau blijft de autonomie bij de
gemeente of zij deze laten doorrekenen in de integrale drinkwaterprijs of financieren uit de
algemene middelen. De drinkwatermaatschappijen hebben zelf deze saneringsactiviteit
geoperationaliseerd om tegemoet te komen aan de saneringsbehoefte op het niveau van de
gemeenten. Bij TMVW bijvoorbeeld draagt de gemeentelijke saneringsactiviteit de naam
AquaRio, bij Pidpa noemt deze HidroRio en bij AWW RI-ANT. Ook hier beslissen de
gemeenten autonoom of zij de sanering op het gemeentelijke niveau zelf organiseren of
uitbesteden aan de drinkwatermaatschappijen. De trend is dat steeds meer gemeenten de
uitbating van het gemeentelijke saneringsbeleid aan de drinkwatermaatschappijen overlaten,
maar daarbij niet noodzakelijk de gemeentelijke saneringsbijdrage laten doorrekenen aan de
klanten via de integrale drinkwaterfactuur.
In tabel 12 wordt een overzicht gegeven van de opbouw van de integrale drinkwaterfactuur
per drinkwatermaatschappij in Vlaanderen. Met betrekking tot de gemeentelijke
saneringsbijdrage wordt in twee gevallen een gemiddelde weergegeven om de tabel zo
overzichtelijk mogelijk te houden (zie opmerkingen onder de tabel). De bedragen in de tabel
zijn in euro, exclusief 6 % BTW en per m³ tenzij anders vermeld. De jaarlijkse
abonnementsvergoeding is geldig voor een meterhuur van een diameter van 15 tot 20 mm.
Tabel 12: De integrale drinkwaterfactuur per drinkwatermaatschappij in Vlaanderen vanaf
01/01/2006
Drinkwater-
Verzorgings-
Abonnement
Prijs
Integrale
Gemeente-
Integrale
Integrale
maatschappij
gebied
per
van
waterprijs
lijke
waterprijs
Drinkwater-
water
exclusief
sanerings-
inclusief
factuur
gemeentelijke
bijdrage
gemeente-
(inclusief 6 %
sanerings-
lijke
BTW)
bijdrage
sanerings-
aansluiting
bijdrage
Antwerpen
57.34
1.2802
1.96
Mortsel
AWW
Boechout en
0.25
2.21
227.27
0.30
2.26
231.04
1.2797
1.9595
0.6605
2.62
258.16
1.2794
1.9592
0.9908
2.95
283.02
Kapellen
Hove
Limburg
IWM
39
1.28
1.9598
0.74
2.6998
244.73
1.50
2.1798
0.6798
2.8596
256.77
54.61
1.22
1.8998
0.1471(a)
2.0469
212.09
39
1.48
2.1598
0.25
2.4098
222.88
Diksmuide
0
2.1598
204.05
Koksijde
0.25
2.4098
222.88
Nieuwpoort
0.065
2.2248
208.94
Veurne
0.1
2.2598
211.58
Vlaams
Brabant
Hele
Pidpa
verzorgingsgebied
Alveringem
De Panne
IWVA
Hele
TMVW
39.76
1.98
2.6598
0.4309(b)
3.0907
41
1.65
2.3298
-
-
1.55
2.2298
-
-
1.31
1.9898
0.74
2.7298
249.11
6.48
1.91
2.5898
0.742
3.3318
257.87
Oudenaarde
16.36
1.33
2.01
-
-
Tongeren
68.22
1.14
1.8198
-
-
verzorginsgebied
VMW
OostVlaanderen
WestVlaanderen
VlaamsBrabant
Limburg
ISWa
KnokkeHeist
Opmerkingen:
(a) Is een gemiddelde op basis van de gegevens in bijlage 2
(b) Is een gemiddelde op basis van de gegevens in bijlage 3
(-) Gemeentelijke saneringsbijdrage is onbekend of nog niet vastgelegd voor 2006
Bronnen: AWW, 2006; IWM, 2006; IWVA, 2006; Pidpa, 2006; TMVW, 2006; VMW, 2006; ISWa, 2006 en
eigen berekeningen.
De
tabel
geeft
weer
dat
er
aanzienlijke
verschillen
bestaan
tussen
de
abonnementsvergoedingen, de prijs van water per m³ en de hoogte van de gemeentelijke
saneringsbijdrage. Dit uit zich in een verschillende integrale drinkwaterfactuur voor een type
gezin van 3 personen met een gemiddeld verbruik van 106 liter per persoon per dag (cijfer
van 2004 volgens Belgaqua). Het feit dat grofweg een hogere abonnementsvergoeding
samengaat met een lagere prijs per m³ en omgekeerd, vlakt de verschillen op het niveau van
de factuur enigszins uit. De belangrijkste verschillen zijn het gevolg van het al dan niet
aanrekenen van een gemeentelijke bijdrage en de hoogte ervan (zie bijlage 2 en 3). Verder
vestigen we de aandacht op de tariefstructuur van Pidpa en TMVW die niet uit de tabel valt
op te merken. Bij Pidpa rekent men de prijs van water aan 1.34 euro per m³ in plaats van 1.22
euro per m³ vanaf een verbruik van meer dan 250 m³ per jaar. Bij TMVW wordt naast de
gratis levering het waterverbruik in 3 klassen verdeeld: comfortverbruik, forfait en
oververbruik. Het comfortverbruik is het verbruik van 16 tot 35 m³ per gedomicilieerde en
wordt aangerekend aan 1.98 euro per m³. Het forfait, dat aan hetzelfde tarief als het
comfortverbruik wordt aangerekend, is van toepassing op een verbruik van 15 m³ per
aansluiting ongeacht het aantal gedomicilieerden. De redenering is dat bepaalde
watergebruiken quasi onafhankelijk zijn van het aantal personen (bijvoorbeeld vaatwas). Het
bijkomende verbruik wordt bestempeld als oververbruik en wordt 0.43 euro per m³ per
gedomicilieerde hoger aangerekend. Voor grootverbruikers (vanaf 501 of 1001 m³
waterverbruik per jaar) wordt door de meeste drinkwatermaatschappijen een degressief tarief
aangerekend. De verschillen in tabel 12 wat betreft de abonnementsvergoeding, de prijs van
het water en de hoogte van de gemeentelijke saneringsbijdrage kunnen eventueel de basis
vormen voor een onderzoek naar de impact ervan op het waterverbruik. Men kan bijvoorbeeld
de relatie onderzoeken tussen het waterverbruik bij hoge abonnementsvergoeding en een
relatief lage prijs per m³ ten opzichte van de omgekeerde situatie. Met betrekking tot de
hoogte van de saneringsbijdrage kunnen we in ieder geval verwachten dat dit geen impact zal
hebben op de mate waarin vervuilend verbruik wordt verricht (cfr. supra paragraaf 4.1.2).
5.4 Toekomst drinkwatervoorziening in Vlaanderen?
In deze paragraaf schetsen we de mogelijke evolutie in de drinkwatervoorziening in
Vlaanderen. De inspiratie tot het schrijven van deze paragraaf vloeide deels voort uit een
gesprek met Ludy Modderie, algemeen directeur TMVW, op 25 april 2006.
We vertrekken van het gegeven dat waterdiensten worden gekenmerkt door hoge vaste kosten
die per definitie onafhankelijk zijn van het waterverbruik.
De volgende evoluties zijn aan de gang en zullen zich verder doorzetten in de toekomst:
1) Van onvolledige kostenterugwinning evolueren we potentieel naar volledige
kostenterugwinning. Dit zal zich uiten in prijsstijgingen die op hun beurt voor een
daling van het waterverbruik zullen zorgen. De omvang van deze daling hangt af van
prijselasticiteit van de vraag. Daarvan weten we dat naarmate de tijd vordert, deze in
absolute waarde toeneemt.
2) Stijging van het gebruik van hemelwater. Dit is voornamelijk het gevolg van de
subsidiëring van een regenwaterinstallatie door de meeste gemeenten. Daardoor treedt
er een daling op van het leidingwaterverbruik.
3) Meer gebruik van waterbesparende huishoudapparaten, die op hun beurt zorgen voor
een daling van het waterverbruik (Keirsebilck et al., 2006, p 21).
4) Campagnes die aanzetten tot zuiniger gebruik (mede ondersteund door de Vlaamse
drinkwatermaatschappijen) zullen zich vertalen in een daling van het waterverbruik.
In Tabel 13 wordt weergegeven in welke mate men verwacht dat deze evolutie zich zal
doorzetten.
Tabel 13: Verwachte evolutie van het watergebruik van de Vlaamse huishoudens 1999 –
2020 (in miljoen m³)
1999
2010
2020
Drinkwater
225
203.7
185.4
-17.6 %
Grondwater
15.8
12.9
10.5
- 33.5 %
Hemelwater
19.3
33.9
47
244 %
Totaal
260.1
250.5
242.9
-6%
Bron: Keirsebilck et al., 2006, p 18 (op basis van AMINAL 2000) en eigen berekening.
Evolutie (in %)
Een daling van het leidingwaterverbruik is ook aan de gang in de industrie, omdat steeds meer
bedrijven overgaan tot het hergebruik van water. Niet alle productieprocessen hebben
namelijk nood aan water van hoogstaande kwaliteit. Strengere vereisten met betrekking tot het
lozen van afvalwater kunnen bedrijven ertoe aanzetten om zelf te voorzien in de zuivering van
hun verbruikte water (Keirsebilck et al., 2006, p 21).
Het gevolg van een algemene daling van het leidingwaterverbruik heeft naast een dalende
omzet (wanneer we ervan uitgaan dat prijsstijgingen op termijn de daling in het verbruik niet
kunnen opvangen) voor de drinkwatermaatschappijen ook een impact op de (vaste) kosten die
gepaard gaan met de drinkwatervoorziening. De verwachting is dat de vaste kosten zelfs
zullen toenemen:
1) Ten eerste blijven vervangingsinvesteringen van de bestaande infrastructuur
noodzakelijk. Ten tweede dringen zich voornamelijk met betrekking tot het
rioleringsnet uitbreidingsinvesteringen op. Zowel omwille van het streven naar
verhoging van het aantal aansluitingen op het rioleringsnet als de investeringen die
noodzakelijk zijn om zoveel mogelijk hemelwater te beletten zich te mengen met het
afvalwater in de riolen. Ten derde zullen piekvragen blijven bestaan of zelfs nog
toenemen in de toekomst. Tabel 14 illustreert dit door een overzicht te geven van de
piekbelasting bij drie Vlaamse drinkwatermaatschappijen. We zien dat ondanks het
feit dat het gemiddelde dagvolume relatief stabiel is in de tijd de hoogste dagvolumes
hiervan sterk afwijken en geen tendens tot afname kennen. De kost bestaat erin dat de
infrastructuur hier moet op voorzien zijn, wil men de betrouwbaarheid van de
drinkwatervoorziening verzekeren. Piekbelasting zal ook worden geaccentueerd als
hemelwater in de toekomst meer wordt toegepast, omdat in periodes van droogte de
gezinnen opnieuw genoodzaakt zijn alles via het leidingnet te halen (Keirsebilck et al.,
2006, p 21).
Tabel 14: Piekbelasting bij TMVW, AWW en Pidpa
Jaar
Gemiddeld dagvolume Hoogste dagvolume Afwijking
(in m³)
(in m³)
ten
opzichte van het
gemiddelde (in %)
TMVW
AWW
Pidpa
2003
235487
284136
21 %
2004
229538
264466
15 %
2005
232168
281674
21 %
2003
409070
477695
17 %
2004
402762
452600
12 %
2005
411601
511898
24 %
2006
185000
270000
46 %
Bron: TMVW, 2006; AWW, 2006; Pidpa, 2006 en eigen berekeningen
Opmerking: Voorlopige cijfers voor Pidpa
2) Een lagere doorstroming of stilstaand water vereist meer spoeling van de leidingen
omwille van het kwaliteitsverlies dat anders ontstaat. Om dit probleem deels te
verhelpen worden de nog bestaande loden aansluitingen systematisch vervangen.
Kort samengevat blijken de vaste kosten toe te nemen als het waterverbruik daalt en de
investeringen in de infrastructuur worden doorgevoerd. Dit heeft als gevolg dat de kosten
moeten gespreid worden over een lager verbruik, waardoor de prijs per m³ dient te stijgen. Dit
heeft op zijn beurt opnieuw effect op de gevraagde hoeveelheid enz…
De vraag die men zich kan stellen: Bestaat er een duurzaam evenwicht tussen gemiddeld lager
maar volatieler leidingwaterverbruik, gegeven een goede dienstverlening tegen een
‘aanvaardbare’ prijs?
Volgens bovenstaande redenering zou er een negatieve spiraal ontstaan waarbij lager
gemiddeld leidingwaterverbruik en prijsstijgingen elkaar blijven versterken. Ceteris paribus
leidt dit in het extreme geval tot onbetaalbare drinkwatervoorziening en mogelijks
onhoudbare verliezen voor drinkwatermaatschappijen. Bemerk dat indien iedereen zijn
verbruik tot 15 m³ op jaarbasis zou terugdringen er niemand nog iets betaalt buiten het
abonnementsgeld. Inkomsten uit abonnementsgelden zullen waarschijnlijk wel toenemen
omdat er een toename is in het aantal huishoudens (evolutie naar meer eenoudergezinnen en
alleenstaanden) (Hrovatin et al., p 22).
Welke oplossingen zijn er nu mogelijk om uit deze negatieve spiraal te stappen?
1) De drinkwatersector zou zich in die mate kunnen organiseren dat de optimale
bedrijfsschaal wordt bereikt. Volgens Ludy Modderie, algemeen directeur TMVW,
zijn er nog mogelijkheden in Vlaanderen tot samenwerkingsverbanden. Dit kent wel
zijn grenzen omdat de infrastructuur de grootste kost blijft en dat net daar de
mogelijkheden tot schaalvoordelen in Vlaanderen beperkt zijn.
2) Drinkwatermaatschappijen zouden hun activiteiten kunnen uitbreiden. Ook hier zijn
de mogelijkheden beperkt omdat de activiteiten van de drinkwatermaatschappijen
decretaal zijn bepaald. De recente uitbreiding van de activiteiten met de
saneringsverplichting zal daarbij niet voor extra inkomsten zorgen. Wel integendeel,
het verder doorrekenen van de saneringsbijdrage gekoppeld aan het watergebruik zal
dit laatste verder doen afremmen. Verruiming van de activiteiten zijn mogelijk binnen
zwembadbeheer en
ander watergerelateerd
sport
–,
ontspannings
–
en
verzorgingsaanbod; en beheer van waterhuishoudingen in industriële bedrijven. Met
betrekking tot dit laatste zal het succes afgangen van de mate waarin men
concurrentiële diensten kan aanbieden.
3) Op termijn een ‘nieuwe watercultuur’? In de zin dat dit zou inhouden dat de bevolking
tevreden is met een lager debiet is weinig waarschijnlijk. De plaatsen waar men
bijvoorbeeld de diameter van de leidingen zou kunnen verkleinen zijn nagenoeg
onbestaande. Merk ook op dat dit opnieuw een initiële kostentoename zou impliceren.
De 3 genoemde oplossingen kennen elk hun beperkingen en zullen op termijn aan impact
verliezen wanneer de dalende trend in het leidingwaterverbruik zich blijft doorzetten.
Wat kunnen dan de noodzakelijke oplossingen zijn?
1) Wanneer gevoelige prijsstijgingen niet mogelijk zijn omwille van de prijsregulering in
Vlaanderen, kan het noodzakelijk zijn dat men dient over te gaan op financiering via
belastinggelden.
2) Een tweede mogelijkheid bestaat erin om kruissubsidiëring tussen de huishoudens en
de grootverbruikers (industrie) door te voeren. Door aan de grootverbruikers een nog
meer degressieve tariefstructuur aan te rekenen dan nu het geval is, kan een
toenemend
leidingwaterverbruik
huishoudelijke
verbruik
van
opvangen.
grootverbruikers
de
daling
Kruissubsidiëring
en
een
tariefstructuur zijn echter in strijd met artikel 9 van de KRW.
van
het
degressieve
Besluit
Het aanpakken van milieuproblemen is pas de laatste 30 jaar prominent op de internationale
voorgrond getreden. Omwille van het belang van het milieu, de volksgezondheid, het
grensoverschrijdende karakter evenals het vrijwaren van de vrije markt is het noodzakelijk dat
men dit aanpakt op supranationaal niveau. Op het vlak van het waterbeleid heeft dit zich
binnen Europa vertaald in Richtlijnen die kwaliteitsnormen en/of emissiewaarden
vooropstelden
voor
specifieke
waterlichamen.
Om
de
implementatie
van
deze
Waterrichtlijnen te evalueren hebben we een overzicht gegeven van de vonnissen en
gerechtelijke tussenkomsten
van
het
Europese Hof van
Justitie betreffende de
Waterrichtlijnen. Daaruit bleek ten eerste dat de Waterrichtlijnen door de lidstaten vaak
onvolledig en/of laattijdig werden omgezet naar nationale wetgeving. Ten tweede werd door
de lidstaten onzorgvuldig omgegaan met de vooropgestelde normen, deels omwille van het
gebrek aan toezicht op de naleving. Verder bleek dat men de gebruikte concepten in de
Richtlijnen soms onjuist interpreteerde. Naast deze problemen die de verantwoordelijkheid
zijn van de lidstaten, blijkt dat de Waterrichtlijnen op zich ook voor moeilijkheden zorgden.
We stelden vast dat deze gekenmerkt waren door een groot aantal sterk gedifferentieerde,
soms tegenstrijdige bepalingen die onvoldoende met elkaar geïntegreerd waren en moeilijk te
verzoenen waren met de soms complexe nationale administraties van de lidstaten.
Daarnaast blijkt dat de toestand van het aquatisch milieu in Europa wel is verbeterd, maar dat
er duidelijk nog knelpunten zijn. De belangrijkste daarbij zijn de waterreserves die in
sommige landen nog onder druk staan, de afvalwaterlozing die niet in alle landen een
toereikende behandeling krijgt en de drinkwaterkwaliteit die niet conform de normen is.
Vanuit deze optiek was het noodzakelijk om het versnipperde Europees waterbeleid te
hervormen tot een meer gecoördineerde samenhang. Dit kwam tot uiting in de goedkeuring
van de Europese Kaderrichtlijn Water (KRW) op 23 oktober 2000. De KRW is meer dan een
loutere samenvoeging van de vorige Richtlijnen. Ze tracht de bestaande Richtlijnen te
integreren en tevens een basis te vormen voor verdere regelgeving. Het doel van de KRW is
het bereiken van “goede water status” voor alle waterlichamen tegen 2015. Daarvoor werd
een stappenplan uitgezet en enkele nieuwe principes en instrumenten geïntroduceerd die de
basis moeten vormen van het toekomstige Waterbeleid. Finaal moet dit zich vertalen in het
opstellen van stroomgebiedsbeheersplannen, die de vereiste maatregelen moeten omvatten die
noodzakelijk worden geacht om de waterlichamen geleidelijk in de vereiste toestand te
brengen. Andere vernieuwingen zijn de stroomgebiedbenadering en de aanmoediging van
participatie door alle betrokken partijen. Gegeven het mogelijk problematische karakter van
een Richtlijn betreffende de implementatie werd door de Europese Commissie in
samenwerking met de lidstaten een gemeenschappelijke strategie uitgewerkt om de deze te
harmoniseren. Dit document geeft een praktische, echter niet–bindende, leidraad met
betrekking tot de doelstellingen van de KRW. In het bijzonder werd er een leidraad opgesteld
die de link legt tussen de milieudoelstellingen en de economische principes die hiervoor
dienen aangewend te worden (Wateco leidraad).
Bovenstaande is meteen een antwoord op onze eerste onderzoeksvraag. In hoofdstuk 1 zijn
we nog een stap verder gegaan door een tussentijdse evaluatie te maken van de implementatie
van de KRW. Daaruit blijkt de geschiedenis zich deels te herhalen. Twee derde van de
lidstaten deed geen tijdige omzetting van de KRW naar nationale wetgeving. De doelstelling
van ‘goede water status tegen 2015’ werd in sommige lidstaten niet expliciet vermeld in de
nationale wetgeving. Wat betreft de effectieve aanmoediging van belanghebbenden presteren
de meeste lidstaten zeer matig, hoewel inspanningen worden gedaan om dit te verbeteren.
Verder blijkt één derde van de lidstaten de deadlines die de KRW vooropstelt niet over te
nemen in de nationale wetgeving. We kunnen nu al stellen dat de meeste Europese lidstaten
onvoldoende bereid zijn de vooropgestelde stappen, die nodig zijn voor een succesvolle
implementatie van de KRW, daadwerkelijk te nemen.
In hoofdstuk 2 hebben we nagegaan op welke manier we water als een schaars goed kunnen
verdelen opdat de netto welvaart wordt gemaximaliseerd. Verder werden de achterliggende
principes duidelijk met betrekking tot de allocatie van water tussen gebruikersgroepen, de
allocatie in de tijd, het internaliseren van externaliteiten en het optimaal niveau van
vervuiling. Vervolgens hebben we een overzicht gegeven van de verschillende methoden die
bestaan om de economische waarde van milieugoederen en - diensten te evalueren. Drie
soorten benaderingen kunnen gevolgd worden: methoden op basis van geobserveerd gedrag
(marktprijzen methode, productiviteitsmethode, hedonistisch prijzen methode en reiskosten
methode), op basis van de vermijdingskosten en op basis van uitgedrukte waarden
(contingentiewaardering en baten overdracht methode). Elke methode heeft daarbij zijn eigen
assumpties en toepassingen, zodat niet één methode de meeste geschikte is om alle
milieuwaarden te schatten.
Kostenterugwinning van waterdiensten is één van de beginselen waarop de Europese
Kaderrichtlijn Water is gebaseerd. Kostenterugwinning houdt in dat de economische kost van
waterdiensten in rekening moet worden gebracht. Binnen de KRW wordt deze opgedeeld in 3
soorten kosten: financiële kosten, milieukosten en kosten van hulpbronnen.
De financiële kosten worden beschouwd als de kosten voor het voorzien van waterdiensten.
Daartoe behoren de werkingskosten, de onderhoudskosten, de kapitaalkosten, de
administratieve kosten en andere directe kosten. In de Wateco leidraad worden de methoden
beschreven die kunnen gebruikt worden om de waarde van de bestaande kapitaalkosten te
berekenen. De aanbevolen methode, namelijk de actualisering van de historische waarde, is
echter niet de meest accurate. Aangezien waterdiensten relatief kapitaalintensief zijn en deze
kosten dus zwaar doorwegen, kan het aan te bevelen zijn om toch een meer accurate methode
te gebruiken om de huidige vervangingswaarde te schatten.
Milieukosten worden omschreven als de kosten veroorzaakt door de schade die het
watergebruik toebrengt aan het milieu, de ecosystemen en al diegenen die daarvan gebruik
maken. De Wateco leidraad vermeld dat de vermijdingskosten methode als een goed
vertrekpunt kan gezien om milieukosten te schatten. Deze methode kan echter zowel een
overschatting als een onderschatting van de milieukosten zijn. De methoden op basis van
geobserveerd gedrag en op basis van uitgedrukte waarden worden als te duur en te
tijdsintensief gezien. De contingentiewaardering is nochtans de enige methode die niet –
gebruikswaarden kan identificeren.
Kosten van hulpbronnen zijn gedefinieerd als de kosten van vergane opportuniteiten die
andere watergebruikers ervaren als gevolg van de uitputting van de bron. De Wateco leidraad
vermeldt echter geen duidelijke manier hoe deze kosten kunnen geschat worden en geeft dan
ook aan dat verdere verduidelijking nodig is. De ECO2 werkgroep hanteert een ruimere
definitie: kosten van hulpbronnen ontstaan als gevolg van een economisch inefficiënte
allocatie van water en/of vervuiling over de tijd en over verschillende watergebruikers. De
meest beloftevolle methode hierbij is gebaseerd op een hydro – economisch simulatie – en
optimalisatiemodel.
Bij de toepassing van het kostenterugwinningsbeginsel duiken er enkele moeilijkheden op.
Ten eerste ontstaat er verwarring omdat naast kostenterugwinning van waterdiensten, voor de
verschillende watergebruikssectoren vereist is dat ze een redelijke bijdrage leveren aan de
terugwinning van kosten van waterdiensten. Tot de waterdiensten behoren volgens de KRW
alle diensten die ten behoeve van de huishoudens, openbare instellingen en andere
economische agenten voorzien in onttrekking, opstuwing, opslag, behandeling en distributie
van oppervlakte – of grondwater en installaties voor de verzameling en behandeling van
afvalwater, die daarna in oppervlaktewater lozen. Watergebruiken zijn waterdiensten inclusief
elke andere activiteit die een significante impact hebben op de status van water. Welke andere
activiteiten dit kunnen zijn wordt niet ingevuld. De lidstaten hebben hier de vrijheid deze zelf
te definiëren. Het gevolg hiervan is dat de meeste lidstaten enkel de waterdiensten zoals
gedefinieerd in de KRW in de economische analyse hebben betrokken. Het niet in kaart
brengen van alle mogelijke activiteiten die een significante impact hebben op het aquatisch
milieu kan op termijn voor problemen zorgen bij de kostenterugwinning. Dit vooral wanneer
er een discrepantie bestaat tussen de huidige toestand en de beoogde ‘goede water status tegen
2015’, omdat de potentiële impact van de niet onderzochte activiteiten en mogelijke
vervuilers onbekend blijft.
Ten tweede bestaat de moeilijkheid erin dat ‘kostenterugwinning voor waterdiensten’
gerapporteerd moet worden op stroomgebiedniveau, terwijl waterdiensten voornamelijk de
taak zijn van de drink - en afvalwatersector die elk een eigen verzorgingsgebied hebben dat
niet noodzakelijk samenvalt met de stroomgebieden.
Ten derde blijven er ondanks de Wateco leidraad en de aanvullingen van de ECO1 en ECO2
werkgroep nog onduidelijkheden met betrekking tot de gehanteerde methoden en concepten,
die de implementatie bemoeilijkt en afremt.
Ten vierde blijkt dat er overlappingen zijn tussen de milieukosten en de kosten van
hulpbronnen waardoor deze niet zomaar kunnen worden opgeteld. Immers, bij het evalueren
van kosten van hulpbronnen is informatie vereist over de kosten en baten van de verschillende
watergebruikers om na te gaan of alternatieve allocaties efficiënter zouden zijn. Maar tot deze
kosten behoren ook milieukosten, waardoor het risico bestaat dat deze en de kosten van
hulpbronnen elkaar overlappen.
Bovenstaande heeft voor gevolg dat de lidstaten verschillende methodes gebruiken bij de
inschatting van de kostenterugwinning. De meeste berekeningen blijven echter beperkt tot de
financiële kosten, hoewel ook daar in de helft van de gevallen op een niet transparante wijze
wordt gerapporteerd.
Onze tweede onderzoeksvraag is hiermee beantwoord.
Het waterprijsbeleid wordt binnen de KRW als een belangrijk instrument gezien om een
bijdrage te leveren aan de milieudoelstellingen van de Richtlijn. Tegen 2010 moet het
waterprijsbeleid adequate prikkels bevatten voor de gebruikers om de watervoorraden
efficiënt te benutten. Gegeven bepaalde objectieven bestaat er geen superieure tariefstructuur,
omdat bepaalde objectieven niet allemaal onderling verzoenbaar zijn. Economische efficiëntie
stelt dat de prijs voor de waterdienst moet gelijkgesteld worden aan de marginale kost van de
waterdienst. Het probleem is dat in het geval van toenemende schaalvoordelen dit leidt tot
verlies voor de waterdienst. Een afweging van objectieven is bijvoorbeeld het streven naar
inkomstenstabiliteit voor de watermaatschappij, door hoge abonnementsvergoedingen aan de
klanten door te rekenen, ten koste van het betalen op basis van waterverbruik. Indien men een
signaal wil geven tot efficiënte benutting van de watervoorraden is het noodzakelijk om de
abonnementsvergoeding tot een minimum te beperken. De meest voorkomende tariefstructuur
bestaat uit een abonnementsvergoeding en een vaste prijs gerelateerd aan het waterverbruik.
Binnen Europa zijn de verschillen tussen zowel de drinkwaterprijs als de afvalwaterprijs
opvallend. De Zuidelijke en Oost - Europese lidstaten hanteren beduidend lagere tarieven dan
de rest van Europa. Bij eerst genoemde is de gemiddelde drinkwaterconsumptie dan ook
beduidend hoger dan in de rest van Europa. Veel heeft te maken met de organisatie van de
waterdiensten in de lidstaten. Belangrijke verschillen vinden we terug in de kosten, in het
resultatencijfer van de waterdiensten, in het al dan niet belasten van waterprijzen, in de
tariefstructuur, in wie de prijzen zet en in de politieke aanvaarbaarheid van prijsstijgingen.
Het aanpassingsvermogen en de bereidheid om een prijsbeleid te voeren dat adequate prikkels
bevat voor de gebruikers worden door deze verschillen dan ook sterk bepaald.
Naast het prijsbeleid is het van belang dat men via onderwijs en opleiding een nieuwe
watercultuur, gericht op het streven naar besparing en het voorkomen van verontreiniging,
zijn ingang laat vinden bij de Europese burgers.
De derde onderzoeksvraag bestond erin om na te gaan of het vervuiler betaalt principe
toepasbaar is binnen de huishoudelijke sector. Dit principe stelt dat de vervuiler de kosten van
preventie en corrigerende maatregelen, gesteld door publieke autoriteiten, dient te dragen om
ervoor te zorgen dat het milieu in een aanvaarbare toestand is. Door de Europese Commissie
wordt aanbevolen om de vervuiler een prijs aan te rekenen gelijk aan een heffing per
veroorzaakte vervuilingeenheid maal de totale veroorzaakte vervuiling. In de praktijk is de
veroorzaakte vervuiling wat betreft huishoudelijk afvalwater echter moeilijk te meten in
tegenstelling tot bijvoorbeeld industrieel afvalwater. Daarom stelt men bij de praktische
toepassing vaak de totale veroorzaakte vervuiling gelijk aan de totale hoeveelheid
watergebruik. Daardoor wordt echter afbreuk gedaan aan het vervuiler betaalt principe, omdat
verschillende watergebruiken (drinken, vaatwas, lekkende kraan, terras schoonmaken, tuin
besproeien) elk een andere vervuiling en/of zuiveringskost met zich meebrengen.
Leidingwater dat bijvoorbeeld onvervuild in de natuur terecht komt heeft daarbij zelfs het
voordeel van de natuurlijke infiltratie. Leidingwater dat onvervuild in de riolering vloeit
veroorzaakt een efficiëntiekost voor de zuiveringsinstallaties omwille van de verdunning van
het afvalwater. Daarenboven zorgt een koppeling van de heffing op afvalwater aan de
verbruikte hoeveelheid water niet voor een aansporing om minder schadelijke stoffen met het
verbruikte water te vermengen. Aldus wordt door de hogere prijs watergebruik op zich
ontmoedigd, maar in geen geval vervuilend watergebruik. Het gevolg is een situatie waarbij
watergebruikers die weinig vervuiling veroorzaken de sterk vervuilende watergebruikers
subsidiëren (voor gegeven verbruikte hoeveelheid). Er is nog een bijkomend probleem dat
ontstaat bij het koppelen van de heffing op vervuiling aan het leidingwaterverbruik. Namelijk
dat het hergebruik van hemelwater, dat bijgevolg ook vervuild wordt, niet wordt aangerekend.
Verwacht wordt dat hergebruik van hemelwater nog aan belang zal toenemen. Het is duidelijk
dat toepassing van het vervuiler betaalt principe in de praktijk geen eenvoudige opdracht is en
dat het belasten van watergebruikers in principe geen equivalent is voor het belasten van
watervervuilers.
De drinkwaterprijs wordt in Vlaanderen bepaald door de ‘Algemene Inspectie van de Prijzen
en de Mededinging’. De ervaring leert dat zij zich eerder baseert op het niveau van de huidige
drinkwaterprijs dan wel op de kosten van de drinkwatervoorziening. Dit wekt de idee dat men
naar één Vlaamse drinkwaterprijs wil streven, wat vanuit een kosteninvalshoek niet mogelijk
is. Sinds 1 januari 1997 zijn alle maatschappijen die instaan voor de openbare
drinkwatervoorziening in Vlaanderen verplicht om jaarlijks 15 m³ leidingwater per persoon
gratis te leveren. De Vlaamse overheid beoogde hiermee een sociale correctie, maar
onderzoek toont aan dat er een verdelingseffect is van de lage inkomensgroepen naar de
huishoudens met een hoger inkomen.
Sinds 1 januari 2005 zijn de drinkwatermaatschappijen ook belast met de sanering van het
door hen geleverde drinkwater en de inning van een redelijke bijdrage tot de kosten
verbonden aan deze saneringsverplichting. Hiermee wordt de vroegere milieuheffing
vervangen. In reële termen blijft dit hetzelfde voor de watergebruikers. Door de TMVW
wordt nu ongeveer 15 % van de kosten van Aquafin N.V. via de saneringsbijdrage aan de
klanten doorgerekend. Op termijn wil men de helft van de kosten voor de bovengemeentelijke
zuivering aanrekenen via de integrale drinkwaterfactuur. De organisatie en het aanrekenen
van de gemeentelijke sanering blijft de bevoegdheid van de gemeenten. Verder geven we een
overzicht van de opbouw van de integrale drinkwaterprijs en – factuur die aangerekend wordt
door de Vlaamse drinkwatermaatschappijen. Daaruit blijken er aanzienlijke verschillen te
bestaan tussen de abonnementsvergoedingen, de prijs van water per m³ en de hoogte van de
gemeentelijke saneringsbijdrage. Deze verschillen kunnen eventueel de basis vormen voor
een onderzoek naar de impact ervan op het waterverbruik.
Tot slot hebben we een mogelijk scenario geschetst voor de toekomst van de
drinkwatervoorziening in Vlaanderen. De redenering is gebaseerd op het gegeven dat
waterdiensten gekenmerkt zijn door hoge vaste kosten, die per definitie onafhankelijk zijn van
het waterverbruik. We hebben 4 evoluties vernoemd die allen leiden tot een daling van het
leidingwaterverbruik. Deze waren: prijsstijgingen als gevolg van het evolueren van
onvolledige kostenterugwinning naar volledige kostenterugwinning, stijging van het gebruik
van hemelwater, meer waterbesparende huishoudapparaten en gevoerde campagnes die
aanzetten tot zuiniger gebruik. Tegenover de daling in het leidingwaterverbruik staat een
toename van de vaste kosten als gevolg van noodzakelijke uitbreidingsinvesteringen in het
rioleringsnet, de toenemende piekbelasting en de kost van het spoelen van de leidingen. Dit
heeft voor gevolg dat de prijzen dienen te stijgen, waardoor de vraag verder wordt afgeremd.
Volgens deze redenering komt men in een negatieve spiraal terecht waarbij lager gemiddeld
leidingwaterverbruik en prijsstijgingen elkaar blijven versterken. Drie mogelijke oplossingen
werden besproken: uitbreiding naar de optimale bedrijfsschaal, uitbreiding van de activiteiten
en een nieuwe watercultuur. Omwille van het mogelijk beperkte effect van deze oplossingen
kan het noodzakelijk zijn om over te gaan op financiering via belastinggelden of
kruissubsidiëring tussen de huishoudens en de industrie, waarbij aan de industrie een meer
degressief tarief wordt aangerekend.
Lijst van de geraadpleegde werken
ALVAREZ J. A., VELAZQUEZ M. P. & COLLAZOS G., 2004, Methodology and Tools for
Integrated Assessment of Resource and Environmental Requirements Costs, Second
International Workshop on Implementing Economic Analysis in the WFD, Parijs, 10 blz.
AUBIN D. & VARONE F., 2002, European Water Policy: A path towards an integrated
resource management, Louvain-la-Neuve, 28 blz.
BROUWER R., 2004, ‘Wat is schoon water u waard?’ Beleving en betalingsbereidheid van
Nederlanders voor schoner water, Lelystad, 47 blz.
CHAPMAN D., 2000, Environmental Economics: Theory, Application and Policy, Addison
Wesley Longman, Inc., 415 blz.
DALHUISEN J., DE GROOT H. & NIJKAMP P., 1999, The economics of water: a survey of
issues, International Journal of Development Planning Literature, Amsterdam, 22 blz.
DEMMKE C., 2000, Towards Effective Environmental Regulation: Innovative Approaches in
Implementing and Enforcing European Environmental Law and Policy, Jean Monnet Working
Paper 5/01, European Institute of Public Administration, 36 blz.
ECO1, 2004, Information Sheet on Assessment of the Recovery of Costs for Water Services
for the 2004 River Basin Characterisation Report.
ECO2 (drafting group under WG2B), 2004, Assessment of Environmental and Resource
Costs in the Water Framework Directive.
ECONOMISCH EN SOCIAAL COMITÉ, 2001, Advies van het Economisch en Sociaal
Comité over “Prijsstelling als beleidsinstrument voor een duurzamere benutting van de
waterreserves”, 5 blz.
EUROPEAN ENVIRONMENT AGENCY, 2005, The European Environment: State and
Outlook 2005, Kopenhagen, 584 blz.
EUROPEAN ENVIRONMENTAL BUREAU (EEB), 2004, EU Water Policy: Making the
Water Framework Directive work: The Quality of National Transposition and
Implementation, 14 blz.
EUROPEAN ENVIRONMENTAL BUREAU (EEB) & WORLD WIDE FUND FOR NATURE,
2005, EU Water Policy: Making the Water Framework Directive work: The quality of
national transposition and implementation of the Water Framework Directive at the end of
2004: A second “Snapshot” Report – Assessment of results from an environmental NGO
questionnaire by the EEB and WWF, 42 blz.
EUROPESE COMMISSIE, 2000, Prijsstelling als beleidsinstrument voor een duurzamere
benutting van de waterreserves, Brussel, 29 blz.
EUROPESE COMMISSIE, 2003, Common Implementation Strategy (CIS) for the Water
Framework Directive (2000/60/EC), 274 blz.
EUROPEES PARLEMENT & DE RAAD VAN DE EUROPESE UNIE, 2000, Richtlijn
2000/60/EG van het Europees Parlement en de Raad van 23 oktober 2000 tot de vaststelling
van een kader voor communautaire maatregelen betreffende het waterbeleid,
URL : <http://europa.eu.int/comm/environment/water/water-framework/index_en.html>,
geraadpleegd op 09/10/2005.
EUROPEES PARLEMENT, 2000, Use of new technologies and cost of water in view of the
new Water Directive of the EU, Luxemburg, 139 blz.
FOLMER H., LANDIS Gabel H. & OPSCHOOR H., 1995, Principles of Environmental and
Resource Economics: A guide for students and decision-makers, 484 blz.
HANEMANN M., 1997, Urban Water Demand Management and Planning, blz 5.1 – 5.53.
HEINZ I., 2004, How can the WFD cost categories made more feasible?, Second International
Workshop on Implementing Economic Analysis in the Water Framework Directive, Parijs, 8
blz.
HEINZ I., 2005, The economic value of water and the EU Water Framework Directive: how
managed in practice?, IWA International Conference on Water Economics, Statistics and
Finance, Griekenland, 6 blz.
HROVATIN N. & BAILEY S. J., 2001, Implementing the European Commission’s water
pricing communication: cross-country perspectives, Utilities Policy volume 10 (2001), blz.
13-24.
HULSMANN A. D., 2002, Synthesis Report on the Quality of Drinking Water in the Member
States of the European Union in the period 1996-1998 (Directives 80/778/EEG &
91/692/EEG),
URL: <http://ec.europa.eu/environment/water/water-drink/pdf/report96_98.pdf>,
geraadpleegd op 05/04/2006.
KAHN R. J., 1995, The Economic Approach to Environmental and Natural Resources,
Harcourt Brace & Company, 503 blz.
KEIRSEBILCK D. & GELLYNCK X., 2006, Socio - Economisch belang van de watersector in
Vlaanderen, Gent, 128 blz.
LANZ K. & SCHEUER S., 2001, EEB Handbook on EU Water Policy under the Water
Framework Directive, Brussel, 60 blz.
LIU J. & SAVENIJE H.H.G. & XU J., 2002, Water as an economic good and water tariff
design, Physics and Chemistry of the Earth Volume 28 (2003) blz. 209 – 217.
LOEHMAN E., 2004, Cost Recovery, Efficiency, and Economic Organization for Water
Utilities, Contributions to Economic Analysis & Policy volume 3.16, 46 blz.
MAES F. & LAVRYSEN L., 2003, Integraal waterbeleid in Vlaanderen en Nederland, die
Keure, Brugge, 358 blz.
MASSARUTTO A., 2005, Main recommendations from the Euromarket project, Euromarket
Final Conference, Lausanne, 21 blz.
NIXON S., TRENT Z., MARCUELLO C. & LALLANA C., 2003, Europe’s water : An
indicator-based assessment, European Environment Agency, Kopenhagen, 99 blz.
OATES E. W., 1996, The Economics of Environmental Regulation, Cheltenham, UK, 452 blz.
OECD, 1999, Household water pricing in OECD countries, Parijs, 75 blz.
PEARCE D. W. & TURNER R. K., 1990, Economics of Natural Resources and the
Environment, Harvester Wheatsheaf, London, 378 blz.
SAVENIJE H.H.G., 2001, Why water is not an ordinary economic good, Value of Water
Research Report Series No. 9, Delft, 19 blz.
SAVENIJE H.H.G. & VAN DER ZAAG P., 2002, Water as an Economic Good and Demand
Management: Paradigms with Pitfalls, Water International Volume 27.1, Delft, 7 blz.
STEURS G., MINNE V., DEN HERTOG P. & DE GROOT H., 2002, Drinkwater in
Vlaanderen: “Van drinkwatersector naar watercluster?”, Brussel, 144 blz.
STROSSER P. & ROUILLARD J., 2006, EU Water Policy: Making economics work for the
environment: Survey of the economic elements of the Article 5 report of the EU WFD,
Brussels, 68 blz.
TIETENBERG T., 1996, Environmental and Natural Resource Economics, HarperCollins
College Publishers, 614 blz.
United Nations Conference on Environment & Development, Rio de Janerio, Brazil, 3 to 14
June 1992, Agenda 2,
URL: <http://www.un.org/esa/sustdev/documents/agenda21/english/Agenda21.pdf>,
geraadpleegd op 02/07/2006.
VAN HUMBEEK P., 2000, The Distributive Effects of Water Price Reform on Households in
the Flanders Region of Belgium, in DINAR A., 2000, The Political Economy of Water Pricing
Reforms, Oxford, blz. 279 – 295.
WARD A. F., 2006, Environmental and Natural Resource Economics, Pearson Prentice Hall,
Ohio, 610 blz.
Websites
Antwerpse Waterwerken (AWW), URL: <http://www.aww.be>, geraadpleegd op 06/08/2006.
Aquafin NV., URL: <http://www.aquafin.be>, geraadpleegd op 04/04/2006.
Artikel 60 rapport SGD Schelde, 2004, via URL: <http://www.ciwvlaanderen.be>,
geraadpleegd op 12/05/2006.
Belgische Federatie voor de Watersector, URL: <http://www.belgaqua.be>, geraadpleegd op
06/08/2006.
Belgisch Staatsblad, URL: <http://www.ejustice.just.fgov.be/cgi/summary.pl>, geraadpleegd
op 10/04/2006.
Coördinatiecommissie Integraal Waterbeleid (CIW), URL: <http://www.ciwvlaanderen.be>,
geraadpleegd op 06/08/2006.
De portaalsite van de Rechterlijke macht van België, URL: <http://www.juridat.be>,
geraadpleegd op 07/05/2006.
Europese Richtlijnen, URL: <http://europa.eu.int/eur-lex>, geraadpleegd op 22/03/2006.
Handboek implementatie milieubeleid EU in Nederland,
URL: <http://www.eu-milieubeleid.nl>, geraadpleegd op 18/04/2006.
Intercommunaal Samenwerkingscomité van Waterbedrijven (ISWa),
URL: <http://www.iswa.be>, geraadpleegd op 09/08/2006.
Intercommunale Waterleidingmaatschappij van Veurne Ambacht (IWVA),
URL: <http://www.iwva.be>, geraadpleegd op 06/08/2006.
Intercommunale Watermaatschappij (IWM), URL: <http://www.iwm.be>, geraadpleegd op
06/08/2006.
Provinciale en Intercommunale Drinkwatermaatschappij der Provincie Antwerpen (PIDPA),
URL: <http://www.pidpa.be>, geraadpleegd op 06/08/2006.
Tussengemeentelijke Maatschappij der Vlaanderen voor Watervoorziening (TMVW),
URL: <http://www.tmvw.be>, geraadpleegd op 04/04/2006.
Vlaamse Maatschappij voor Watervoorziening (VMW), URL: <http://www.vmw.be>,
geraadpleegd op 17/07/2006.
Vlaamse Milieumaatschappij (VMM), URL: <http://www.vmm.be>, geraadpleegd op
06/08/2006.
WFD Scoreboard,
URL: <http://ec.europa.eu/environment/water/water-framework/scoreboard.html>,
geraadpleegd op 19/07/2006.
Gesprek met deskundige
Modderie L., algemeen directeur TMVW, gesprek op 25 april 2006, Gent
Bijlage 1: Nog niet vermelde Richtlijnen uit tabel 1
•
Richtlijn 75/439/EG van de Raad van 16 juni 1975 inzake de verwijdering van
afgewerkte olie.
•
Richtlijn 79/869/EG van de Raad van 9 oktober 1979 inzake de meetmethodes en de
frequentie van de bemonstering en de analyse van het oppervlaktewater dat is bestemd
voor productie van drinkwater in de lidstaten.
•
Richtlijn 82/176/EG van de Raad van 22 maart 1982 betreffende grenswaarden en
kwaliteitsdoelstellingen voor kwiklozingen afkomstig van de sector elektrolyse van
alkalichloriden.
•
Richtlijn 83/513/EG van de Raad van 26 september 1983 betreffende grenswaarden en
kwaliteitsdoelstellingen voor lozingen van cadmium.
•
Richtlijn 84/156/EG van de Raad van 8 maart 1984 betreffende grenswaarden en
kwaliteitsdoelstellingen voor kwiklozingen afkomstig van andere sectoren dan de
elektrolyse van alkalichloriden.
•
Richtlijn 86/280/EG van de Raad van 12 juni 1986 betreffende grenswaarden en
kwaliteitsdoelstellingen voor lozingen van bepaalde onder lijst I van de bijlage van
Richtlijn 76/464/EEG vallende gevaarlijke stoffen.
Bijlage 2: Gemeentelijke saneringsbijdrage (afvoer) per gemeente uit het verzorgingsgebied
van PIDPA vanaf 01/01/2006
Gemeente
Aartselaar
Arendonk
Baarle-Hertog
Balen
Beerse
Beerzel
Berlaar
Bevel
Blaasveld
Boechout - enkel
Vremde
Bonheiden
Booischot
Boom
Bornem
Borsbeek
Bouwel
Brasschaat
Brecht
Breendonk
Broechem
Dessel
Duffel
Eindhout
Emblem
Essen
Geel
Gestel
Gierle
Grobbendonk
Hallaar
Halle
Heffen
Heindonk
Heist-o/d-Berg
Hemiksem
Herentals
Saneringsbijdrage
0.6798
0.44
0
0.6605(a)
0
0
0
0
0
0.6605(a)
0(a)
0
0.26(a)
0(a)
0
0.99075
0.50
0.7075
0
0
0
0.1880
0
0
0
0(a)
0
0
0.9907
0
0
0.2742
0
0
0.6605
0
Gemeente
Saneringsbijdrage
0.2742
Muizen
0
Niel
0(a)
Nijlen
0
Noorderwijk
0
Oelegem
0
Oevel
0(a)
Olen
0
Olmen
0
O.L.V.-Waver
0
Oostmalle
0
Oppuurs
0
Oud-Turnhout
0
Poederlee
0.2830
Poppel
0.6798
Pulderbos
0.6798
Pulle
0(a)
Putte
0(a)
Puurs
0
Ramsel
0
Ranst
0.2830
Ravels
0
Reet
0
Retie
0(a)
Rijkevorsel
0
Rijmenam
0
Ruisbroek
0.3399(b)
Rumst
0.6798
Schelle
0.6605
Schilde
0.6605
Schoten
0
Schriek
0
's Gravenwezel
0(a)
Sint-Amands
0
Sint-Antonius
0
Sint-Job
Sint-Katelijne-Waver 0.6605
Herenthout
Herselt
Hingene
Hoevenen
Hombeek
Hoogstraten
Houtvenne
Hulshout
Itegem
Kalmthout
Kapellen
Kasterlee
Kessel
Koningshooikt
Kontich - enkel
Waarloos
Laakdal
Leest
Lichtaart
Lier
Liezele
Lille
Lint
Lippelo
Loenhout
Mariekerke
Massenhoven
Mechelen
Meer
Meerhout
Meerle
Merksplas
Minderhout
Mol
Morkhoven
0.6798
0.6798
0
0
0.2742
0(a)
0
0.6798
0
0
0.6605
0(a)
0
0
0.6605(c)
0.6605
0.2742
0
0.66
0
0
0.6798
0
0
0
0
0.2742
0
0(a)
0
0(a)
0
0(a)
0
Sint-Lenaerts
Stabroek
Terhagen
Tielen
Tisselt
Tongerlo
Turnhout
Varendonk
Veerle
Viersel
Vlimmeren
Vorselaar
Vorst
Vosselaar
Vremde
Waarloos
Walem
Wechelderzande
Weelde
Weert
Westerlo
Westmalle
Westmeerbeek
Wiekevorst
Wijnegem
Willebroek
Wommelgem
Wortel
Wuustwezel
Zandhoven
Zoerle-Parwijs
Zoersel
Zondereigen
0
0.6798
0
0
0
0
0(a)
0
0.6798(a)
0
0
0(a)
0
0(a)
0.6605
0.6605(c)
0
0
0.2830
0
0(a)
0
0
0
0.6798
0.6798
0
0
0(a)
0.6798
0
0.6798
0
Opmerking: (a) Indien de gemeente de bijdrage betaalt en ze dus niet wordt doorgerekend aan de
watergebruikers;
(b) Indien de gemeente de saneringsbijdrage gedeeltelijk doorrekent;
(c) Geldig vanaf 01/01/2007
Bron: Pidpa, 2006
Bijlage 3: Gemeentelijke saneringsbijdrage (afvoer) per gemeente uit het verzorgingsgebied
van TMVW vanaf 01/01/2006
Gemeente
Aalst
Aalter
Affligem
Asse
Beernem
Beersel
Blankenberge
Brakel
Brugge
Buggenhout
Damme
De Haan
De Pinte
Deinze
Dendermonde
Destelbergen
Erpe-Mere
Gavere
Gent
Haaltert
Hamme
Herzele
Horebeke
Jabbeke
Kluisbergen
Knesselare
Kruishoutem
Lebbeke
Lede
Liedekerke
Saneringsbijdrage
0.6605
0
0.6605
0.6605
0
0.6605
0.6605
0.6605
0.3
0.6605
0.3
0.6605
0.6605
0.6605
0.78
0.6605
0.6605
0.6605
0.6605
0
0.3
0.6605
0.6605
0.6605
0.6605(a)
0.6605
0.6605
0.6605
0.6605
0.6605
Gemeente
Lierde
Lochristi
Lovendegem
Maarkedal
Machelen
Melle
Merelbeke
Middelkerke
Nazareth
Nevele
Oostende
Oosterzele
Oostkamp
Opwijk
Oudenaarde
Ronse
Ruiselede
Sint-Lievens-Houtem
Sint-Martens-Latem
Ternat
Wetteren
Wichelen
Wortegem-Petegem
Zelzate
Zingem
Zomergem
Zottegem
Zuienkerke
Zulte
Zwalm
Saneringsbijdrage
0.6605
0.6605(a)
0.6605
0.6605
0.3
0.6605
0.3
0
0.6605
0.6605
0.6605(a)
0.6605(a)
0.6605(a)
0
0
0.6605(a)
0.6605(a)
0.6605
0.6605
0.6605
0.3(a)
0.6605
0.6605
0.6605
0.6605
0.6605
0
0.6605(a)
0.6605(a)
0.6605
Opmerking: (a) Indien de gemeente de bijdrage betaalt en ze dus niet wordt doorgerekend aan de
watergebruikers.
Bron: TMVW, 2006