I slutet av riskvärderingsprocessen bör det ha utkristalliserats ett ”bästa” åtgärdsalternativ. Om det fortfarande finns flera mer eller mindre lik- värdiga alternativ formulerar man lämpligen ytterligare urvalskriterier för att skilja dessa åt. Därefter fortsätter man riskvärderingen ytterligare ett varv. Det kan finnas olika åsikter om vilket åtgärdsalternativ som är ”bäst”. I samråd med tillsynsmyndigheten föreslår huvudmannen ett alternativ. I samband med hanteringen av en anmälan eller prövningen av en tillståndsansökan beslutar sedan tillsynsmyndigheten om det före- slagna alternativet är acceptabelt.
Riskvärderingen kan visa att det finns tekniska, ekonomiska eller andra begränsningar som innebär att de övergripande åtgärdsmålen inte fullt ut kan uppnås. Då kan till exempel åtgärdsutredningen komplet- teras med andra teknikalternativ som bättre uppfyller målen, finansie- ringen förstärkas eller åtgärdsmålen omformuleras. I det senare fallet upprepas åtgärdsvalsprocessen ytterligare ett varv.
Riskvärderingen kan också visa att det finns ett åtgärdsalternativ som till rimliga kostnader kan prestera mer långtgående resultat än vad som krävs för att nå de övergripande åtgärdsmålen. I så fall föreslår man lämpligen det åtgärdsalternativet.
När ett ”bästa” åtgärdsalternativ har tagits fram avslutas riskvär- deringen. Därefter kan de övergripande åtgärdsmål som formulerades tidigare under processen (se kapitel 2) översättas till förslag till mätbara åtgärdsmål (se kapitel 7).
RiSKVäRDERiNg 83
Fördjupad riskvärdering
6.6
I vissa fall kan det finnas behov av att fördjupa riskvärderingen. Då kan man antingen utreda vissa urvalskriterier djupare eller göra mera avan- cerade avvägningar och sammanvägningar än vad som normalt ingår i en riskvärdering. Det krävs ofta ett mer omfattande underlag för att göra sådana fördjupningar.
Nedan nämns några metoder som kan användas för att fördjupa en riskvärdering. Listan är baserad bland annat på Andersson-Sköld m.fl., 2006. Observera att den inte är heltäckande samt att ämnesområdet ut- vecklas ständigt med nya metoder och nya verktyg. Flera av metoderna har behandlats inom Naturvårdsverkets kunskapsprogram Hållbar Sanering:
Kostnads-nyttoanalyser (Cost-Benefit Analysis, CBA)
Kostnadseffektivitetsanalyser (Cost-Effectiveness Analysis, CEA)
Livscykelanalys (Life Cycle Analysis, LCA)
Multikriterieanalys (Multi-Criteria Analysis, MCA)
Multiattributstekniker (Multi-Attribute Techniques, MAT)
Analytisk-hierarkisk process (Analytical Hierarchy Process, AHP)
Flertalet av ovanstående metoder utgår från modeller. Eftersom en mo- dell aldrig kan återspegla hela verkligheten kan metoderna endast ta hänsyn till vissa delar av det som ingår i en riskvärdering. De kan dock ändå ge värdefulla resultat.
Den ovan redovisade metodiken för riskvärdering kan beskrivas som en form av multikriterieanalys. Multikriterieanalys är en sammanfat- tande benämning för ett antal olika metoder som har tagits fram för att göra helhetsbedömningar, genom att ge så bred överblick som möjligt. Multiattributstekniker är en särskild tillämpning av multikriterieanalys. Rosén m.fl., 2008 har vidareutvecklat en metodik för multikriterieanalys för att kunna integrera ekonomiska faktorer med sociala, kulturella och ekologiska faktorer.
Enligt Rosén m.fl., 2008 kan kostnads-nyttoanalyser användas för att göra samhällsekonomiska bedömningar av enskilda förorenade områ- den. En kostnads-nyttoanalys syftar till att undersöka om den totala nyt- tan av ett projekt överstiger de totala kostnaderna. I efterbehandlings- sammanhang handlar det om förbrukning av resurser samt påverkan på varor och tjänster som direkt eller indirekt är kopplade till det område som efterbehandlas (Rosén m.fl., 2006). En närmare beskrivning av en kostnads-nyttoanalys finns i faktarutan härintill.
Kostnadseffektivitetsanalyser används för att jämföra kostnaderna för olika sätt att uppnå samma mål.
Analytisk-hierarkisk process kan sägas vara en kombination av verk- tygen för multikriterieanalys och multiattributstekniker (Saaty, 1980) där ekologiska, ekonomiska och sociala eller kulturella värderingskriterier jämförs parvis. Metoden beskrivs till exempel i Ritchey, 2008.
84 ATT VäljA EfTERbEhANDliNgSÅTgäRD
Livscykelanalyser kan användas för att beräkna, utvärdera och jäm- föra den miljöbelastning som olika saneringsmetoder orsakar under alla faser av dess livscykel (Suer m.fl., 2004 och Andersson m.fl., 2008). Med miljöbelastning menas i allmänhet utsläpp av olika föroreningar och avfall samt den energi och de naturresurser som tas i anspråk. Klimatpåverkan, försurning, övergödning och bildning av marknära ozon brukar också inkluderas. Livscykelanalyser kräver mycket under- lagsdata och omfattande beräkningar.
miljöekonomisk riskvärdering är en del av en kostnadsnyttoanalys och är avsedd för att värdera om minskade miljörisker leder till förbättringar med avseende på hälsoef fekter, ekosystemtjänster (till exempel rekreation) etc. Vilken ändlig resurs som helst kan bli föremål för ekonomisk analys. Förutom pengar kan det handla om naturresur ser som mark, grundvatten och naturmaterial samt olika typer av ekosystem, hotade organismer, m.m. Om riskerna uttrycks i ekonomiska termer kan en riskreducering användas till att värdera nyttan av olika åtgärder. beslutsanalysmetoden kan därmed användas för en ekonomisk jämförelse av olika riskreducerande åtgärder. enligt rosén m.fl., 2006 innebär det vanligaste beslutskriteriet att åtgärder är försvarbara så länge nyttan med riskreduktionen är större än investeringskostnaden, se figur 6.2.
kronor totalkostnad optimal åtgärdsnivå alt. A alt. B riskkostnad genomförandekostnad åtgärdsalternativ
Vid den optimala åtgärdsnivån är summan av åtgärdskostnaden och riskkostnaden som lägst. Den risknivå som motsvarar denna åtgärdsnivå benämns optimal risk. som nämndes ovan kan dock det slutliga valet av åtgärd normalt inte enbart baseras på ekonomiska överväganden. även andra faktorer bör vägas in, såsom olika berörda gruppers motvilja för eller acceptans av risk.
Uppskattningen av det ekonomiska värdet av en reducerad risk för människa eller miljö är komplicerad eftersom det inte finns någon egentlig marknad för sådana tjäns ter. priset på en miljöförändring kan alltså inte sättas utifrån tillgång och efterfrågan. miljö och hälsoeffekter ansågs länge svåra att uttrycka i ekonomiska termer, men stora metodmässiga framsteg har skett på denna punkt. Allt eftersom allmänhetens kunskaper om olika miljö och hälsorisker har ökat, har det blivit enklare att utreda hur folk värderar dessa risker i ekonomiska termer. För en närmare förklaring hänvisas till Johansson, 1993 och 1995.
Figur 6.2. sambandet
mellan genomförande kostnad, riskkostnad, totalkostnad och optimal åtgärdsnivå. A och b representerar olika åt gärdsalternativ med olika totalkostnad. Från rosén m.fl., 2006.
mäTbARA ÅTgäRDSmÅl 85