MEDDELELSE FRA KOMMISSIONEN - På vej mod en temastrategi for affaldsforebyggelse og genanvendelse

INDHOLDSFORTEGNELSE

1. Indledning

2. Den miljømæssige udfordring ved affald

2.1 Indledning

2.2. Tendenserne i affaldsdannelsen og -håndteringen

2.3. Miljøspørgsmål i forbindelse med affaldshåndtering

3. Vurdering af fællesskabspolitikken for affaldshåndtering

3.1. Resultater

3.2. Elementer, som bør udbygges

3.2.1. Gennemførelse

3.2.2. Begrænsede fremskridt i retning af affaldsforebyggelse

3.2.3. Den manglende overordnede tilgang til genbrugsområdet

3.2.4. Harmoniserede standarder for genanvendelsesformer

3.2.5. Andre aspekter i de overordnede lovrammer

4. Fastlæggelse af resultatmål

4.1. Indledning

4.2. Affaldsforebyggelse

4.3. Resultatmål for genanvendelse

5. Byggesten til en temastrategi

5.1. Indledning

5.2.1. Foranstaltninger med særligt sigte på kvantitativ forebyggelse

5.2.2. Foranstaltninger med særligt sigte på kvalitativ forebyggelse

5.2.3. Andre foranstaltninger til fremme af både kvantitativ og kvalitativ forebyggelse

5.3. Instrumenter til fremme af affaldsgenanvendelse

5.3.1. Deponeringsafgifter

5.3.2. Producentansvar

5.3.3. Omsættelige certifikater

5.3.4. Mængdebaseret renovationsafregning (PAYT)

5.3.5. Incitamenter

5.3.6. Konkrete instrumenter

5.4. Ligelig konkurrence på genbrugsområdet

5.5.1. Forbedring af lovgrundlaget for affaldshåndtering

5.5.2. F&U og teknologisk demonstration

5.5.3. Efterspørgselsregulerende foranstaltninger

5.5.4 Uddannelse og efteruddannelse

5.6. Konklusion og forslag til det videre forløb

6. Miljø og sundhed

7. Udvidelsen

8. Internationalt samarbejde på genanvendelsesområdet

9 Udvidet konsekvensanalyse

10. Strategiens fremtidige udvikling

Bilag I: EU-lovgivningen om affald

Bilag II: tendenser i affaldsfrembringelsen og affaldshåndteringen

Bilag III

RESUMÉ

Affald er en miljømæssig udfordring for vores samfund på to fronter. Alt affald skal samles eller fjernes via aktiviteter, som uvægerligt medfører konsekvenser for miljøet og økonomiske omkostninger. Affald kan også være tegn på ineffektive forbrugs- og produktionsmønstre, dvs. unødig brug af materialer. Disse materialer skaber ikke blot affald, men medfører også en lang række andre miljøvirkninger som led i produktions- og forbrugsfasen.

I det sjette miljøhandlingsprogram opfordres til at iværksætte en række indbyrdes forbundne tiltag for at mindske ressourceforbrugets miljøkonsekvenser i overensstemmelse med EU's strategi for bæredygtig udvikling. Det omfatter bl.a. en temastrategi for affaldsgenanvendelse og tiltag vedrørende affaldsforebyggelse, hvilket først og fremmest omfatter forslag til resultatmål for EU's affaldsforebyggelse.

Nærværende meddelelse er det første bidrag til opstillingen af en temastrategi for både affaldsforebyggelse og genanvendelse. Den skal ses som startskuddet til en høringsproces, der fortsætter indtil Kommissionen vedtager forslag til både den overordnede temastrategi og de enkelte foranstaltninger, som den skal gennemføres ved.

I meddelelsen betragtes ressourceforvaltningen som en livscyklus, hvor der tages udgangspunkt i affaldsfasen. Affaldsforebyggelse og genanvendelse kan således reducere ressourceforbrugets miljøkonsekvenser på to måder: ved at forebygge miljøpåvirkningen ved udvinding af primære råstoffer og ved at undgå miljøpåvirkningen ved omdannelsen af primære råstoffer i produktionsprocesserne.

Affaldsforebyggelse og genanvendelse skal også ses som to led i en mere overordnet affaldshåndteringsstrategi. Udfordringen for de politiske beslutningstagere består i at finde den optimale genanvendelsesgrad og den bedste kombination af forskellige håndteringsformer. Den fokus på miljøgevinsterne, som man opnår med affaldsforebyggelse og genanvendelse i de tidlige faser af ressourcernes livscyklus, skal suppleres med en reduktion af miljøkonsekvenserne i affaldshåndteringsfasen, herunder bl.a. genanvendelse.

For affaldsforebyggelsens vedkommende er det tanken med denne meddelelse for første gang at iværksætte en høringsproces, som skal udmønte sig i opstillingen af en bredt dækkende strategi, bl.a. ved at debattere resultatmål for affaldsforebyggelse og de nødvendige instrumenter for at nå frem hertil. Meddelelsen lægger op til en meget bred debat, bl.a. om:

*Fastlæggelse af affaldsforebyggelsens potentiale

*Udveksling af god praksis og erfaring med henblik på at fastslå, hvordan EU kan bidrage hertil

*Den fremtidige kemikaliepolitiks rolle i forbindelse med kvalitativ affaldsforebyggelse

*Analyse af, hvordan frivillige eller lovpligtige affaldsforebyggelsesplaner kan medvirke til affaldsforebyggelsen

*Vurdering af affaldsforebyggelsespotentialet i direktivet om integreret forebyggelse og bekæmpelse af forurening (IPPC).

For så vidt angår genanvendelse af affald er det tanken med denne meddelelse at indhente kommentarer om, hvordan man kan fremme genanvendelse, herunder:

*Opstilling af materialebaserede resultatmål for genanvendelse i forening med mål for udtjente produkter

*Korrekt prissætning for de forskellige affaldshåndteringsformer via økonomiske instrumenter, som f.eks. kunne være omsættelige certifikater, samordning af nationale deponeringsafgifter, fremme af vægt- eller omfangsbaserede afregningsordninger, og producentansvar for genanvendelse

*Sikring af genanvendelsesmetodernes sikkerhed og miljøvenlighed. I nogle tilfælde kan EU-lovgivningen for affaldsområdet have påført genanvendelsesindustrien unødige byrder. Problemer af denne art skal indkredses og løses. Desuden kan det via fælles principper for genanvendelse sikres, at genanvendelsesvirksomhederne anvender de bedste tilgængelige teknikker.

Europa-Parlamentet, Rådet, Det Økonomiske og Sociale Udvalg, Regionsudvalget og alle berørte parter opfordres til at fremlægge deres kommentarer til denne meddelelse senest den 30. november 2003. Den endelige strategi udarbejdes i 2004.

1. Indledning

Affald er en miljømæssig udfordring for vores samfund på to fronter. Alt affald skal samles eller fjernes via aktiviteter, som uvægerligt medfører konsekvenser for miljøet og økonomiske omkostninger. Affald kan også være tegn på ineffektive forbrugs- og produktionsmønstre, dvs. unødig brug af materialer. Disse materialer skaber ikke blot affald, men medfører også en lang række andre miljøvirkninger som led i produktions- og forbrugsfasen.

Også på internationalt plan erkendes det som en central miljømæssig udfordring at forbedre affaldshåndteringen. Den gennemførelsesplan, der blev aftalt på topmødet om bæredygtig udvikling (Johannesburg, september 2002), er baseret på Agenda 21 og opfordrer til yderligere tiltag for at "forebygge og minimere affaldsmængden og styrke genbrug, genanvendelse og anvendelse af miljøvenlige alternative materialer, med inddragelse af regeringsmyndigheder og alle berørte parter, for at reducere miljøskadevirkningerne mest muligt og udnytte ressourcerne mere effektivt" [1].

[1] http://www.johannesburgsummit.org/html/ documents/summit_docs/2309_planfinal.htm, navnlig pkt. 21.

Kommissionens forslag til en EU-strategi for bæredygtig udvikling fokuserer også på nødvendigheden af at bryde forbindelsen mellem økonomisk vækst, ressourceforbrug og affaldsdannelse [2]. På Det Europæiske Råds møde i Göteborg (juni 2001) blev det konkluderet, at "[f]orholdet mellem økonomisk vækst, naturressourceforbrug og affaldsdannelse skal ændres. Stærke økonomiske resultater skal ledsages af bæredygtig anvendelse af naturressourcerne og affaldsmængden [...]" [3].

[2] KOM (2001) 264 endelig af 15.5.2001.

[3] Se formandskabets konklusioner på http://ue.eu.int/da/Info/eurocouncil/ index.htm, navnlig pkt. 31.

Dette tema behandles mere uddybende i Fællesskabets sjette miljøhandlingsprogram [4], der som overordnet mål har at skabe "en bedre ressourceeffektivitet og ressource- og affaldsforvaltning for at etablere mere bæredygtige produktions- og forbrugsmønstre, hvorved ressourceudnyttelsen og affaldsdannelsen kobles fra den økonomiske vækst, og det tilstræbes, at forbruget af vedvarende og ikke-vedvarende ressourcer ikke overskrider miljøets bæreevne." Dette overordnede mål behandles nærmere i temastrategien for bæredygtig anvendelse og forvaltning af ressourcer ("ressourcestrategien").

[4] Europa-Parlamentets og Rådets afgørelse nr. 1600/2002/EF af 22. juli 2002 om fastlæggelse af Fællesskabets sjette miljøhandlingsprogram, EFT L 242 af 10.9.2002, s. 1.

Konsekvenserne af ressourceforbrug kan gøre sig gældende i alle faser af ressourcens livscyklus, f.eks. ved udvinding eller omdannelse, forarbejdning og produktion, forbrug eller anvendelse eller i sidste ende ved affaldshåndteringen. Foranstaltninger for at forebygge affaldsdannelse eller få affaldet tilbage i det økonomiske kredsløb ("lukke materialekredsløbet"), dvs. nyttiggøre affaldet, er derfor et vigtigt element i en overordnet tilgang til affaldshåndteringen.

I beslutningen om sjette miljøhandlingsprogram foreslås det at vedtage en række foranstaltninger for at gøre affaldsforebyggelse og -genanvendelse endnu mere effektiv, herunder en temastrategi for affaldsgenanvendelse og tiltag inden for affaldsforebyggelse, hvilket først og fremmest omfatter forslag til resultatmål for EU's affaldsforebyggelse.

Nærværende meddelelse er det første bidrag til opstillingen af en temastrategi for både affaldsforebyggelse og genanvendelse. Den indeholder en vurdering af EU's affaldspolitik hvad angår forebyggelse og genanvendelse, med sigte på at indkredse måder at forbedre affaldshåndteringspolitikken i overensstemmelse med den liste over målsætninger, som fastlægges i EU's strategi for affaldshåndtering [5]. Heri fokuseres på, hvordan man kan gøre affaldshåndteringen mere bæredygtig ved at minimere affaldets miljøskadevirkninger, samtidig med at der tages højde for økonomiske og sociale hensyn. EU-foranstaltningerne skal derfor baseres på en grundig analyse af omkostningerne og fordelene herved samt de forskellige løsningsmuligheders omkostningseffektivitet. Det er tanken med denne meddelelse at iværksætte et samråd med EU-institutionerne og de parter, som har interesse i affaldshåndteringsområdet, for derved at bidrage til at udforme en bred, sammenhængende politik for affaldshåndtering og genanvendelse. Politikken for affaldsforebyggelse og genanvendelse skal i forening med energigenvinding og fornuftige bortskaffelsesløsninger bidrage til en optimal affaldshåndteringsstrategi, som skal minimere miljøkonsekvenserne via den mest omkostningseffektive løsning.

[5] Fællesskabets strategi for affaldshåndtering blev vedtaget i 1989, se SEK(89) 934 endelig udgave af 18. september 1989. Strategien blev taget op til revision i 1996, se KOM(96) 399 endelig udgave af 30. juli 1996.

Den fremtidige temastrategi for affaldsforebyggelse og genanvendelse skal indkredse, hvilken kombination af foranstaltninger og resultatmål der mest effektivt kan fremme en mere bæredygtig affaldshåndtering. For affaldsforebyggelsens vedkommende er det tanken med denne meddelelse for første gang at iværksætte en høringsproces, som skal udmønte sig i opstillingen af en bredt dækkende strategi, bl.a. ved at debattere resultatmål for affaldsforebyggelse og de nødvendige instrumenter for at nå frem hertil. For genanvendelsens vedkommende gennemgås det i denne meddelelse, hvordan man kan fremme genanvendelse i tilfælde, hvor der kan opnås yderligere miljøgevinster, og det analyseres, hvilke muligheder der er for at virkeliggøre målsætningerne for genanvendelsen så omkostningseffektivt som muligt.

Kommissionen kan endnu ikke foreslå specifikke miljømæssige resultatmål i denne tidlige fase af temastrategien. De fastlægges, efterhånden som strategien udformes, ud fra hvad man når frem til i den planlagte høringsproces og de undersøgelser, der tænkes gennemført. For så vidt angår de nødvendige instrumenter, understreges det i denne meddelelse, at der skal opnås en hensigtsmæssig balance mellem forskellige instrumenter, f.eks. lovgivning, frivillige ordninger og økonomiske incitamenter. Der foretages en vis gennemgang af mulighederne for at supplere den nuværende EU-politik på affaldsområdet med økonomiske instrumenter, som kan være et stærkt middel til at fremkalde adfærdsændringer hos samtlige økonomiske aktører, f.eks. privatforbrugere, i retning af mere bæredygtig affaldshåndtering. Det er målet at gøre EU-politikken for affaldshåndtering mere effektiv og samtidig sikre, at reglerne både er enkle, omkostningseffektive og i overensstemmelse med Kommissionens bestræbelser på at forbedre lovgivningen [6].

[6] Se Kommissionens meddelelse Styreformer i EU: Bedre lovgivning, KOM(2002) 275 endelig af 6.6.2002.

Denne meddelelse tager udgangspunkt i den eksisterende EU-politik og de analyser, som Kommissionen har foretaget, herunder Kommissionens meddelelse Genvindingsindustriens konkurrenceevne [7] og det arbejde, der er gennemført i genvindingsforummet [8].

[7] KOM(1998) 463 endelig udgave af 22.7.1998.

[8] Se http://europa.eu.int/comm/enterprise/ events/recycling/recycling.htm.

Meddelelsen er opbygget som følger:

-i afsnit 2 vurderes den miljøsammenhæng, som affaldshåndteringen indgår i, navnlig hvad angår udviklingstendenser i affaldsdannelsen og affalds vigtigste miljøvirkninger

-afsnit 3 omhandler EU's eksisterende affaldspolitik, de opnåede fremskridt og områder, som kan forbedres eller udbygges

-i afsnit 4 analyseres det, hvilken rolle fastlæggelse af resultatmål kan spille som led i politikken for forebyggelse og genanvendelse

-i afsnit 5 præsenteres hovedlinjerne for den fremtidige temastrategi, og det opridses, hvilke spørgsmål der først og fremmest bør drøftes som led i fastlæggelsen heraf

-afsnit 6 går på forbindelsen mellem affaldshåndtering og sundhedsområdet

-i afsnit 7 gennemgås de udfordringer, der gør sig gældende på affaldsområdet som led i EU's udvidelse

-afsnit 8 giver en oversigt over det igangværende arbejde inden for affaldshåndtering i OECD og på internationalt plan

-i afsnit 9 angives det, at der skal foretages en udvidet konsekvensanalyse på den endelige temastrategi, og de berørte parter opfordres til at kommentere de politiske løsningsmuligheder, som opridses i afsnit 5

-i afsnit 10 beskrives det, hvad der fremover skal ske som led i opstillingen af strategien.

2. Den miljømæssige udfordring ved affald

2.1 Indledning

I dette kapitel opsummeres tendenserne i affaldsdannelsen og -håndteringen. Desuden gennemgås affaldshåndteringens vigtigste miljøvirkninger. Det gælder både miljøvirkningerne af affaldsbehandlingen (herunder bortskaffelsen) og af det ressourceforbrug, som eventuelt kan undgås ved affaldsforebyggelse og genanvendelse.

Bilag II indeholder mere detaljerede oplysninger om tendenserne i affaldsdannelsen og -håndteringen.

2.2. Tendenserne i affaldsdannelsen og -håndteringen

Den samlede affaldsdannelse i EU er omkring 1,3 mia. tons om året (landbrugsaffald ikke medregnet). Det vil sige, at EU's samlede affaldsmængde, herunder byaffald, industriaffald osv., i gennemsnit udgør ca. 3,5 tons pr. person om året. Ifølge oplysninger fra Det Europæiske Miljøagentur (EEA) stammer affaldet i EU hovedsagelig fra fem kilder: produktionsindustri (26 %), råstofudvinding (29 %), bygge- og nedrivningsvirksomhed (22 %) og fast byaffald (14 %) samt landbrug og skovbrug, som det er vanskeligt at vurdere affaldsmængden fra. 2 % af dette affald er farligt affald, dvs. ca. 27 mio. tons [9].

[9] Waste generated in Europe, data 1985-1997, Eurostat, 2000, s. 37.

På grund af mangler i de foreliggende data kan der ikke foretages en tilbundsgående vurdering af de fleste affaldskilder i Europa. Men forskellige rapporter fra de seneste år giver et vist billede af de gældende tendenser i affaldsdannelsen.

EEA angiver i sin tredje vurdering af Europas miljø [10] følgende: "Den samlede affaldsmængde stiger fortsat i de fleste europæiske lande. Byaffaldet udgør en stor og støt stigende affaldsmængde. Der produceres mindre farligt affald i nogle lande, men mere i andre som følge af definitionsændringer.../... I et begrænset antal lande er der ikke længere en direkte forbindelse mellem den samlede affaldsdannelse og den økonomiske vækst." Det bekræfter, hvad EEA tidligere har konstateret [11], nemlig at affaldsdannelsen tilsyneladende siden 1990erne har været for nedadgående i nogle europæiske lande, hvilket er et fremskridt i retning af at få brudt forbindelsen mellem affaldsdannelse og økonomisk vækst. Indikatorer fra forskellige OECD-projekter viser desuden, at affaldsdannelsen stiger i forbindelse med visse affaldstyper (f.eks. byaffald, affald fra byggeri og nedrivning samt industriaffald), mens tendenserne er mere komplekse for andre typer.

[10] EEA, 2003: Europe's environment: the third assessment, s. 151.

[11] EEA, 2002: Environmental Signals 2002 - Benchmarking the millennium, Environmental assessment report No. 9, København: Det Europæiske Miljøagentur, kapitel 12, s. 100-105.

De central- og østeuropæiske landes affaldsdannelse er tilsyneladende faldet i 1990erne, først og fremmest som følge af de økonomiske omlægninger, der blev foretaget ved overgangen til markedsøkonomi, såsom eliminering af overflødig industrikapacitet [12]. EEA angiver endvidere i sin tredje vurdering, at "mængderne stiger i de fleste europæiske lande, og i mindre omfang i de fleste central- og østeuropæiske lande og EECCA-landene".

[12] Regional Environmental Centre for Central and Eastern Europe, 2001: Waste Management Policies in Central and Eastern European countries - Current Policies and Trends, resumé, s. 6.

Der er generel enighed om, at affaldsdannelsen i EU sandsynligvis vil stige indtil videre, hvis der ikke gribes ind fra politisk side. Organisationen for Økonomisk Samarbejde og Udvikling (OECD) anslår, at mængden af fast byaffald i OECD-området vil stige med 43 % fra 1995 til 2020, hvor man når op på 640 kg fast byaffald pr. indbygger. OECD forventer også en betydelig stigning i flere af de andre større affaldstyper, f.eks. industriaffald og bygge- og nedrivningsaffald.

Det er svært at skaffe udførlige oplysninger om tendenserne i affaldshåndteringen. Den affaldstype, man har de mest pålidelige oplysninger om, er byaffald. Her kan der konstateres visse fremskridt, idet den del af affaldet, der deponeres, ikke længere er så stor, om end den dog stadig i slutningen af 1990erne stadig var den primære behandlingsform (57 %). Der er sket visse fremskridt inden for genanvendelse og kompostering af fast byaffald, som steg fra 15 % i 1995 til 20 % sidst i 1990erne.

Tallene for EU som helhed skal i denne sammenhæng tages med visse forbehold, eftersom der er stor forskel på situationen i de forskellige lande. I nogle medlemsstater er deponering stadig den dominerende behandlingsmetode for fast byaffald med en andel på mindst 80 %. I andre medlemsstater deponeres under 20 % af det faste byaffald. Der er endnu større variation, hvad angår den bionedbrydelige del af byaffaldet.

Denne variation gør sig også gældende for andre affaldstyper. Ifølge EEA genanvendes omkring 90 % af bygge- og nedrivningsaffaldet således i Nederlandene, mens under 10 % genanvendes i Luxembourg. Når der er så store forskelle i landenes situation, kan man naturligvis heller ikke forvente, at alle medlemsstater kan opnå fremskridt i samme tempo fremover. Det kan generelt forventes, at de medlemsstater, som er længst fremme i dag, kun kan opnå mindre forbedringer i deres nuværende genanvendelsesniveau.

Det bør bemærkes, at fast byaffald ofte er den affaldstype, som de politiske beslutningstagere fokuserer mest på, bl.a. fordi indsamling og efterbehandling af byaffald som regel påhviler de offentlige myndigheder. Fast byaffald er af en række årsager, herunder affaldets forskelligartethed, en vigtig affaldstype, men der er andre affaldskilder, som er mindst lige så vigtige. Det er f.eks. kun en mindre del af affaldet fra husholdningerne (hvorfra det meste af det faste byaffald stammer), der er farligt, og det repræsenterer kun ca. 1 % af det samlede farlige affald [13]; størstedelen af det farlige affald stammer i flere medlemsstater først og fremmest fra fremstillingsindustrien, som står for over 75 % af det farlige affald.

[13] EEA, 2002: Hazardous waste generation in EEA member countries, Topic report No. 14/2001, København: Det Europæiske Miljøagentur, s. 22.

Endelig kan overslagene for den samlede affaldsdannelse og de forskellige sektorers bidrag til den ikke altid tages for pålydende, da affaldets vægt eller omfang ikke nødvendigvis er den mest hensigtsmæssige indikator for affaldets miljøbelastning. I praksis er forholdet mellem affaldsdannelsen og dens miljøkonsekvenser mere komplekst, da det afhænger af en række forskellige faktorer, såsom det pågældende affalds art og sammensætning.

2.3. Miljøspørgsmål i forbindelse med affaldshåndtering

Tidligere har man i vurderingen af affalds konsekvenser for miljø og sundhed fokuseret på dårligt fungerende metoder og standarder på affaldshåndteringsområdet. Nogle forbrændingsanlæg medførte giftige emissioner (især dioxiner/furaner og tungmetaller) og nogle deponeringsanlæg var ikke hensigtsmæssigt anlagt. Desuden har der været tilfælde, hvor affald ikke engang nåede frem til behandlingsanlæggene, men blot blev henkastet uden den mindste kontrol. På disse områder er der sket betydelige forbedringer, men visse steder forekommer der fortsat store miljøproblemer.

Selv om der stadig er problemer med ukontrollerede lossepladser og regelbrydende forbrændingsanlæg, som Kommissionen fortsat har til hensigt at gribe ind overfor i sin egenskab af traktatens vogter, er der sket betydelige fremskridt de seneste år. Både medlemsstaterne og EU har gennemført lovgivning, som fastlægger betydeligt højere miljøstandarder for deponerings- og forbrændingsanlæg.

Det har allerede medført store miljøgevinster. Den strengere lovgivning for forbrænding, som man har vedtaget på nationalt og europæisk plan, har givet, og vil også fremover i endnu højere grad give, en kraftig reduktion i emissionen af dioxiner fra kommunale forbrændingsanlæg. Når forbrændingsdirektivet bliver fuldt gennemført, vil denne behandlingsform ikke længere være en af hovedårsagerne til emissionen af dioxin i EU. Det skyldes bl.a., at der er udviklet nye forbrændingsteknikker, som også fremover vil lette energigenvindingen.

Eksisterende økonomiske vurderinger viser, at miljøomkostningerne ved emissioner fra affaldsforbrændingsanlæg først og fremmest skyldes partikelforurening (PM10), SO2 og NOx, efterfulgt af miljøgener [14]. Visse undersøgelser viser, at omkostningerne ved dioxinemissioner repræsenterer under en hundrededel af de sundhedsomkostninger, som emissionerne af nitrater, luftbårne partikler og sulfater herfra medfører [15]. For moderne deponeringsanlægs vedkommende er det i dag tilsyneladende genevirkningerne og anlæggenes medvirken til den globale opvarmning, der er de vigtigste miljøkonsekvenser [16]. Disse overslag giver et fingerpeg om affaldshåndteringens vigtigste miljøvirkninger. De skal dog tages med et vist forbehold, da de teknikker, der bruges til at udtrykke miljøvirkningers pengeværdi, stadig lider under visse begrænsninger i metodikken.

[14] Se COWI, 2000: A study on the economic valuation of environmental externalities from landfill disposal and incineration of waste, Bruxelles: Europa-Kommissionen, navnlig kapitel 9. Miljøgener er konsekvenser for lokalbefolkningens velfærd som følge af øget trafiktæthed, lugt, støj, forurening og lignende. Det kan f.eks. medføre faldende boligpriser i lokalområdet omkring et anlæg, hvor der behandles affald.

[15] Se http://externe.jrc.es/ .

[16] Se den tidligere nævnte COWI, 2000, navnlig kapitel 9.

Affaldsbehandling er blot én af de måder, som affaldet påvirker miljøet på. Det er lige så vigtigt at udnytte ressourcerne mere effektivt. Affaldsforebyggelse og nyttiggørelse, såvel i form af energigenvinding som af materialegenvinding, kan være med til at reducere ressourceforbrugets miljøkonsekvenser i større omfang, end det lader sig gøre ved at regelsætte behandlingsformerne i affaldshåndteringen.

Affaldsforebyggelse bør omfatte renere teknologi i produktionsprocesserne, bedre miljødesign af produkterne og på det mere generelle plan mere miljøforsvarlige produktions- og forbrugsmønstre. Enhver fysisk vare, som bringes i handelen, ender dog før eller siden som affald. Ligesom enhver produktionsproces skaber affald. Selv nyttiggørelse af affald - både energi- eller materialegenvinding - skaber en vis mængde "restaffald", som ikke kan nyttiggøres og derfor må bortskaffes. Affaldsforebyggelse skal derfor suppleres med en politik, der fremmer miljøvenlig nyttiggørelse, navnlig via materialegenvinding, men også via energigenvinding med henblik på den stigende efterspørgsel på energi.

Affaldsforebyggelse og genanvendelse kan således reducere ressourceforbrugets miljøkonsekvenser på to måder:

i. ved at forebygge miljøpåvirkningen ved udvinding af primære råstoffer. For eksempel undgår man ved at genanvende et ton metal at udvinde adskillige tons metalmalm [17] og reducerer derved udvindingsaktiviteternes miljøvirkninger. Det kan f.eks. være "luftforurening (hovedsagelig støv), støj, jord- og vandforurening, påvirkning af grundvandsniveauet, ødelæggelse eller forstyrrelse af naturlige levesteder og den visuelle virkning i landskabet" [18].

[17] Hvor meget afhænger af malmens metalindhold (også kaldet dens lødighed). Det kan variere fra nogle få ppm (guld) til flere procent, f.eks. 30 % for mangan og 40 % for jern. Se "Mining - facts, figures and environment", Industry and Environment, Vol. 23, s. 5. Ved at genanvende et ton metal, hvis malm gennemsnitligt har en lødighed på 10 %, undgår man at udvinde ti tons metalmalm.

[18] Se Kommissionens meddelelse KOM(2000) 265 endelig af 3.5.2000, s. 8: "Fremme af en bæredygtig udvikling af EU's udvindingsindustri (uden for energisektoren)".

ii. ved at undgå miljøpåvirkningen ved omdannelsen af primære råstoffer i produktionsprocesserne. Genanvendelse af plast kan f.eks. reducere emissionen af drivgasser og partikler - som har stor indflydelse på menneskers sundhed - idet der ikke skal produceres ny ren polymer. Endvidere kræver det ofte mindre energi at producere varer af genbrugsmaterialer end af primære råstoffer.

Wuppertal-Instituttet har beregnet, at den "økologiske rygsæk" (den mængde affald, der dannes ved produktion af hverdagsprodukter) er 1,5 kg for en tandbørste, 75 kg for en mobiltelefon og 1.500 kg for en pc. Brugen af store mængder naturressourcer og de dermed forbundne miljøvirkninger kan derfor undgås ved at genbruge eller genanvende disse produkter i affaldsfasen og udforme dem mere miljøforsvarligt. Alene hvad angår drivhusgasser medfører genanvendelse af ét ton papir en besparelse svarende til 900 kg CO2 i forhold til produktion af nyt papir. Det tilsvarende tal for polyethylen-terephtalat (PET) (en type plast) er 1.800 kg og for aluminium 9.100 kg [19].

[19] Se AEA Technology, 2001: Waste management options and climate change, Bruxelles: Europa-Kommissionen.

3. Vurdering af fællesskabspolitikken for affaldshåndtering

I dette afsnit sættes der fokus på, hvilke resultater fællesskabspolitikken for affaldshåndtering har givet og hvilke områder der bør arbejdes mere med. Som led heri gennemgås bl.a. hovedlinjerne i fællesskabsreglerne for affaldshåndtering. I bilag I gives en mere detaljeret beskrivelse af disse regler.

Det bør bemærkes, at fællesskabsreglerne kun er skelettet i affaldshåndteringen i praksis. De forudsætter supplerende tiltag fra medlemsstaterne og lokalmyndighederne. Men det er tanken med dette dokument at sætte gang i en diskussion om de strategiske løsningsmuligheder for videreudvikling af EU's politik for affaldsforebyggelse og genanvendelse, ikke at gennemføre en komplet analyse af affaldshåndteringspolitikken på samtlige niveauer. Det ville overstige Kommissionens ansvar og forhåndenværende midler.

3.1. Resultater

Der er fastlagt et fælles sæt overordnede principper og kontrolprocedurer, som er nødvendige for at sikre en høj grad af miljø- og sundhedsbeskyttelse i hele EU via horisontal lovgivning om affaldshåndtering, dvs. rammedirektiverne om affald [20] og farligt affald [21] samt forordningen om overførsel af affald [22]. Disse retsakter er det grundlag, som det øvrige politiske regelsæt hviler på:

[20] Direktiv 75/442/EØF af 15. juli 1975 om affald, ændret ved direktiv 91/156/EØF af 18. marts 1991 om ændring af direktiv 75/442/EØF om affald, EFT L 194 af 25.7.1975, s. 39 og EFT L 78 af 26.3.1991, s. 32.

[21] Direktiv 91/689/EØF af 12. december 1991 om farligt affald, EFT L 377 af 31.12.1991, s. 20.

[22] Rådets forordning (EØF) nr. 259/93 af 1. februar 1993 om overvågning af og kontrol med overførsel af affald inden for, til og fra Det Europæiske Fællesskab, som ændret, EFT L 30 af 6.2.1993, s. 1.

-affaldshåndteringshierarkiet, "forureneren betaler"-princippet og kravet om, at affaldshåndtering overordnet set ikke må være sundheds- eller miljøskadeligt er centrale elementer i fællesskabslovgivningen til sikring af miljøforsvarlig affaldshåndtering

-de tilladelses-, registrerings- og inspektionskrav, som fastlægges i direktiverne om affald og farligt affald, er grundstammen i et samlet kontrolsystem, som sikrer, at affaldshåndteringen ikke medfører sundheds- eller miljøskader

-i forordningen om overførsel af affald opstilles et harmoniseret system for grænseoverskridende transport af affald, hvormed det tilstræbes at afveje målsætningen om en høj grad af miljøbeskyttelse med målsætningen om at det indre marked skal fungere effektivt. Frihandelsordningen for affald, der er beregnet til nyttiggørelse, kan desuden yde et vigtigt bidrag til at fremme nyttiggørelsen af affald.

For at garantere en høj grad af miljøbeskyttelse og sikre, at det indre marked fungerer effektivt, suppleres den horisontale affaldslovgivnings generelle principper og krav af mere detaljeret lovgivning inden for to områder:

1. lovgivning om affaldsbehandlingsformer - herunder bortskaffelse - f.eks. deponeringsdirektivet og forbrændingsdirektivet

2. lovgivning om håndtering af bestemte affaldskilder. Denne lovgivning skyldes, at disse typer affald

-vokser støt eller bliver stadig mere komplekse, f.eks. emballage, skrotbiler og udtjente elektriske og elektroniske produkter

-skal underkastes bestemte kontrolforanstaltninger, fordi det drejer sig om farligt affald, f.eks. visse typer batterier og polychlorbiphenyler

-kan være sundheds- og miljøskadelige, hvis der ikke føres kontrol med dem, f.eks. ved ukontrolleret spredning af renseslam eller staldgødning på landbrugsjord, navnlig i de i nitratdirektivet angivne sårbare områder.

Affaldsbehandlingens miljøkonsekvenser er de seneste år blevet reduceret via lovgivningstiltag. Denne tendens vil blive styrket via tre nyvedtagne direktiver: direktivet om integreret forebyggelse og bekæmpelse af forurening (IPPC-direktivet) [23], deponeringsdirektivet [24] og forbrændingsdirektivet [25]. Direktiverne indeholder overgangsperioder for eksisterende anlæg, og derfor har de endnu ikke fuldt ud givet de miljøgevinster, som de med tiden kommer til. Gennemførelsen af denne lovgivning betyder dog, at der i dette årti vil være sket en betydelig udvikling i affaldshåndteringssektoren hen imod mere stringente miljøstandarder. Som eksempel kan nævnes, at nogle af de alvorligste problemer med anlæg, hvor man behandler affald, f.eks. emission af dioxiner fra forbrændingsanlæg, i det store og hele bliver afhjulpet med gennemførelsen af forbrændingsdirektivet. EEA anslår ligeledes, at EU's emission af drivhusgasser ved affaldshåndtering vil være faldet så kraftigt i perioden 1990-2010, primært som følge af gennemførelsen af deponeringsdirektivet, at det mere end opvejer stigningerne i emissionen som følge af den forventede stigende affaldsdannelse [26].

[23] Rådets direktiv 96/61/EF af 24. september 1996 om integreret forebyggelse og bekæmpelse af forurening, EFT L 257 af 10.10.1996, s. 26.

[24] Rådets direktiv 1999/31/EF af 26. april 1999 om deponering af affald, EFT L 182 af 16.7.1999, s. 1.

[25] Europa-Parlamentets og Rådets direktiv 2000/76/EF af 4. december 2000 om forbrænding af affald, EFT L 332 af 28.12.2000, s. 91.

[26] Se EEA, 2002: Analysis and comparison of national and EU-wide projections of greenhouse gas emissions, Topic Report No. 1/2002, København: Det Europæiske Miljøagentur.

Gennemførelsen af deponeringsdirektivet får stor betydning for opstillingen af politikker for affaldshåndtering på nationalt plan i det kommende årti, bl.a. ved at affald i større omfang bruges til materialegenvinding og biologisk behandling [27]. Af særlig vigtighed i denne forbindelse er direktivets begrænsninger for deponering, navnlig hvad angår deponering af bionedbrydeligt affald, og forbudet mod deponering af en række affaldstyper, f.eks. flydende affald og dæk. Deponerings- og forbrændingsdirektivernes strengere miljøstandarder vil i et vist omfang bevirke, at mere affald bruges til materialegenvinding.

[27] Biologisk behandling omfatter kompostering, anaerob udrådning og mekanisk/biologisk behandling. Kommissionen har bebudet, at den senest i 2004 vil fremlægge et direktivforslag om biologisk behandling af bionedbrydeligt affald.

EU-direktiverne om bestemte affaldskilder har sikret en bedre håndtering af en række problematiske affaldstyper. Der er fastsat regler for de vigtigste typer farligt affald, f.eks. olieaffald [28], PCB/PCT [29] og batterier [30]. Udledningen af tungmetaller er blevet begrænset og begrænses fortsat yderligere via EU-lovgivningen om en række affaldsprodukter med henblik på kvalitativ forebyggelse. Der er opstillet målsætninger for genanvendelse og nyttiggørelse af forskellige centrale komplekse affaldstyper, nemlig emballage [31], skrotbiler [32] og elektrisk og elektronisk affald [33]. Sådanne målsætninger er nødvendige, hvor særskilt indsamling og genanvendelse ikke er rentabel på markedsvilkår, men nyttig fra en samfundspolitisk synsvinkel. Selv om der som regel er megen blæst om målsætningerne i vedtagelsesprocessen, giver de efter vedtagelsen den juridiske sikkerhed og stabilitet, som er nødvendig for at genanvendelsesindustrien kan planlægge sine investeringer i forvisning om, at der også fremover vil være efterspørgsel efter genanvendelsestjenester.

[28] Rådets direktiv 75/439/EØF af 16. juni 1975 om bortskaffelse af olieaffald, EFT L 194 af 25.7.1975, s. 23.

[29] Rådets direktiv 96/59/EF af 16. september 1996 om bortskaffelse af polychlorbiphenyler og polychlorterphenyler (PCB/PCT), EFT L 243 af 24.9.1996, s. 31.

[30] Rådets direktiv 91/157/EØF af 18. marts 1991 om batterier og akkumulatorer, der indeholder farlige stoffer, EFT L 78 af 26.3.1991, s. 38.

[31] Europa-Parlamentet og Rådets direktiv 94/62/EF af 20. december 1994 om emballage og emballageaffald, EFT L 365 af 31.12.1994, s. 10.

[32] Europa-Parlamentet og Rådets direktiv 2000/53/EF af 18. september 2000 om udrangerede køretøjer, EFT L 269 af 21.10.2000, s. 34.

[33] Europa-Parlamentet og Rådets direktiv 2002/96/EF af 27. januar 2003 om affald af elektrisk og elektronisk udstyr (WEEE) - Fælles erklæring afgivet af Europa-Parlamentet, Rådet og Kommissionen vedrørende Artikel 9, EUT L 37 af 13.2.2003, s. 24.

Princippet om producentansvar har også givet en stabil finansieringskilde, som kan opveje omkostningsulemperne ved genanvendelse i forhold til energigenvinding og deponering. Det gældende emballagedirektiv er ganske vist ikke baseret på producentansvar, men så godt som alle medlemsstater har i deres nationale gennemførelse valgt i hvert fald til dels at håndhæve princippet, dog med visse undtagelser som f.eks. Danmark og Nederlandene, hvor finansieringen fortrinsvis sker via kommunalskatter, afledningsafgifter og grønne afgifter [34]. Både direktivet om skrotbiler og direktivet om elektrisk og elektronisk affald fastlægger en vis grad af producentansvar.

[34] Se Kommissionens meddelelse KOM (2000) 729 endelig af 7.12.2001, s. 11: "Ajourføring af investeringsservicedirektivet".

Særskilte indsamlingssystemer er og bliver et vigtigt led i virkeliggørelsen af målsætningerne i EU-direktiverne om bestemte affaldskilder, navnlig hvad angår udtjente produkter, som ellers ville ende som byaffald. Et af byaffaldets særkender er dets forskelligartethed. Derfor er det ofte teknisk vanskeligt og økonomisk bekosteligt at opnå genvundne materialer af god kvalitet på grundlag af det blandede byaffald. Hvis affaldstypen derimod indsamles særskilt, kan man opnå nogenlunde ensartede genvundne materialer af høj kvalitet.

I den forbindelse må man ikke underkende den indirekte effekt, som forbrugernes adfærd har på gennemførelsen af affaldssorteringsordninger på kommunalt plan. Affaldssortering kræver aktiv medvirken fra borgerne i affaldshåndteringen, navnlig hvis den skal foretages i de enkelte husholdninger. Det kan på det mere generelle plan fremme bevidstgørelsen om affaldets miljøaspekter og dermed fremme ændringer i forbrugeradfærden.

3.2. Elementer, som bør udbygges

På trods af de store fremskridt, der gennemgås herover, har EU's politiske regelsæt for affaldshåndtering stadig en række mangler eller områder, hvor der er mulighed for forbedring. Disse områder beskrives i det efterfølgende.

3.2.1. Gennemførelse

Det er en forudsætning for en effektiv affaldshåndtering, at EU's eksisterende affaldslovgivning gennemføres til tiden og i fuldt omfang. Det sker desværre tit, at medlemsstaterne ikke omsætter EU's regler til tiden eller gennemfører vigtige elementer af EU's regler for affaldshåndtering forkert. Det kan undertiden være et symptom på EU-lovgivningens ambitiøse tidsfrister og metoder, men det viser også, at medlemsstaterne generelt ikke bestræber sig nok på at omsætte og håndhæve den vedtagne lovgivning.

Det bør sikres, at medlemsstaterne afsætter tilstrækkelige midler til at gennemføre EU-lovgivningen, og at direktivernes tidsfrister og målsætninger er realistiske.

3.2.2. Begrænsede fremskridt i retning af affaldsforebyggelse

Affaldsforebyggelse omfatter både kvantitativ og kvalitativ forebyggelse:

-kvantitativ forebyggelse betyder, at der dannes en mindre mængde affald

-kvalitativ forebyggelse betyder, at affaldet gøres mindre farligt.

I praksis kan kvalitativ forebyggelse opfattes som en afart af kvantitativ forebyggelse, eftersom den indebærer, at der skabes en mindre mængde farligt affald. Det er en noget unuanceret tilgang til kvalitativ forebyggelse, eftersom den forudsætter, at alt farligt affald er lige farligt. Men mere avancerede metoder, hvor man tager udgangspunkt i et sammenstykket "farlighedsindeks", duer ikke for nærværende, da de ville give problemer med metodikken, f.eks. vægtning af forskellige farlige egenskaber. I det nedenstående defineres kvalitativ forebyggelse derfor som en reduktion i den mængde farligt affald, der dannes.

Som nævnt i afsnit 2.1 viser de foreliggende oplysninger, at der sandsynligvis fremover vil blive frembragt endnu mere affald i EU. Der er vedtaget visse tiltag på EU-plan, som uden tvivl vil fremme affaldsforebyggelse. Den vigtigste retsakt hidtil er IPPC-direktivet, hvori virksomhederne blandt andet som udgangspunkt har pligt til at undgå at producere affald jf. Rådets direktiv 75/442/EØF af 15. juli 1975 om affald. Anvendelse af affaldsbegrænsende teknologi og mindre farlige stoffer er nogle af de hensyn, som indgår i IPPC-direktivets definition af de bedste tilgængelige teknikker. Derfor er disse teknikker et vigtigt middel til at fremme affaldsforebyggelse i industrisektoren, om end det endnu ikke kan anslås, hvor stor betydning det får, eftersom direktivet stadig er i den tidlige gennemførelsesfase.

En række direktiver om udtjente produkter omhandler også affaldsforebyggelse, om end de kun har et begrænset anvendelsesområde eller stadig er i den tidlige gennemførelsesfase. Skrotbilsdirektivet og direktivet om begrænsning af anvendelsen af visse farlige stoffer i elektrisk og elektronisk udstyr [35] har fokuseret på kvalitativ forebyggelse ved at opstille begrænsninger for anvendelsen af farlige stoffer i produkterne. Kvantitativ forebyggelse indgår i en vis grad i emballagedirektivet. Men balancen mellem emballagens omfang, vægt, funktionalitet og miljøkonsekvenser er et komplekst spørgsmål, som der fortsat er megen virak om.

[35] Europa-Parlamentet og Rådets direktiv 2002/95/EF af 27. januar 2003 om begrænsning af anvendelsen af visse farlige stoffer i elektrisk og elektronisk udstyr, EUT L 37 af 13.2.2003, s. 19.

Der har tidligere været gjort flere forsøg på at opstille resultatmål for affaldsforebyggelse, generelt uden held. I den forbindelse kan nævnes tre eksempler:

-Spaniens nationalplan for byaffald (2000-2006) har som målsætning, at byaffaldsmængden pr. indbygger inden 2002 skulle stabiliseres på samme niveau, som den var i 1996 [36]. Eurostats data viser dog, at mængden af byaffald pr. indbygger i Spanien steg fra 390 kg i 1996 til 621 kg i 1999, og det er derfor højst usandsynligt, at den endelige målsætning bliver nået

[36] Se http://www.mma.es/calid_amb/residuos/plan/ , afsnit 6.1.

-det overordnede mål med den danske regerings handlingsplan "Affald 21" (for perioden 1998-2004) er at stabilisere den samlede affaldsmængde frem til 2004 og herefter gradvist reducere den. De seneste overslag viser dog, at affaldsdannelsen i Danmark steg 17 % i perioden 1994-2000 og vil stige yderligere ca. 27 % fra 2000 til 2020

-EU's 5. miljøhandlingsprogram omfatter en målsætning om, at byaffaldsmængden skulle stabiliseres på 300 kg pr. indbygger om året, svarende til EU-gennemsnittet i 1985 [37], om end det ikke fastlægges, hvornår eller hvordan denne målsætning skal virkeliggøres. Det anslås, at den årlige affaldsmængde nu er omkring 550 kg pr. indbygger (gennemsnitligt i EU), mens OECD anslår, at byaffaldsmængden i 2020 når op på 640 kg pr. indbygger om året.

[37] EFT C 138 af 17.5.1993, s. 59.

Selv om affaldsforebyggelse har været grundmålsætningen i såvel medlemsstaternes som EU's affaldshåndteringspolitik i mange år, har det altså hidtil været begrænset, hvor godt det er lykkedes at gennemføre affaldsforebyggelsen i praksis.

De manglende resultater kan til dels forklares ved, at der mangler en overordnet strategi til fremme af affaldsforebyggelse. Således er der f.eks. nogle gange blevet fastlagt resultatmål uden hensyntagen til, om de var berettigede eller hvordan de skulle nås, hvilket har gjort, at reglerne er blevet opfattet som ubegrundede. Endvidere har der ofte manglet en solid vurdering af mønstrene i affaldsdannelsen inden for forskellige økonomiske sektorer, som ville have givet mulighed for at opstille holdbare og effektive resultatmål for affaldsforebyggelsen.

Erfaringen viser her, at en politik for affaldsforebyggelse skal tage udgangspunkt i en grundigere videnskabelig analyse, hvis den skal fungere efter hensigten, navnlig hvad angår forholdet mellem hvad affaldet vejer eller fylder, hvor farligt det er og hvilke risici det indebærer samt hvilke miljøkonsekvenser det medfører. Desuden skal sådanne resultatmål baseres på en holdbar vurdering af tendenserne i affaldsdannelsen inden for forskellige økonomiske sektorer samt deres potentiale for affaldsforebyggelse. Endelig skal opstillingen af resultatmål for affaldsforebyggelsen ledsages af en evaluering af de tiltag, som sådanne resultatmål måtte kunne nås ved. I afsnit 4.3 og 5.2 gennemgås forskellige idéer til, hvordan der kan bygges videre på disse erfaringer.

3.2.3. Den manglende overordnede tilgang til genbrugsområdet

Direktiverne om bestemte affaldskilder har indtil nu omhandlet enkelte affaldskilder, som i den pågældende situation betragtedes som presserende. Disse direktiver har været en stor succes i EU's affaldspolitik, idet de har mindsket miljøkonsekvenserne ved at fremme kildesortering og genanvendelse af affaldstyper såsom batterier, emballage, skrotbiler eller affald af elektrisk og elektronisk udstyr, som er særlig vigtige på grund af deres farlighed, kompleksitet eller stigende omfang. Disse retsakter har forbedret kvaliteten af det sorterede materiale, som spiller en vigtig rolle for genanvendelsesomkostningerne og for kvaliteten af de genvundne materialer. Men direktiverne dækker kun en begrænset del af den samlede affaldsmængde. Emballageaffald repræsenterer f.eks. omkring 5 % af alt det affald, der frembringes, mens både skrotbiler og affald fra elektrisk og elektronisk udstyr repræsenterer omkring 1 % af den samlede affaldsdannelse. Og mens EU-lovgivningen kræver, at pap og papir fra emballage genanvendes, er der ikke noget tilsvarende krav for papir fra andre kilder, f.eks. kontorpapir og aviser. Papir af disse typer er ofte genbrugsegnet både ud fra en økonomisk og en miljømæssig betragtning. EU-lovgivningen kræver ligeledes, at plastemballage og i praksis også plast fra visse andre angivne affaldstyper (skrotbiler, el-apparater og elektronik) genbruges, men der er i dag ingen EU-regler om at plast fra andre kilder af betydning, f.eks. byggematerialer, skal genbruges. Derfor bør man ikke blot lukke de eksisterende huller i EU-lovgivningen, men også supplere EU-lovgivningen om genanvendelse med nye tiltag med fokus på bestemte materialer i stedet for bestemte udtjente produkter.

Indførelsen af affaldshåndteringshierarkiet har medvirket til at fremme genanvendelse. Kommissionen er dog alligevel af den opfattelse, at der er behov for at videreudvikle metoder til at fastlægge de bedste miljøløsninger og resultatmål for genanvendelse og nyttiggørelse af affald under hensyntagen til forskellene mellem produkter og materialer samt eventuelle alternativer.

Princippet om producentansvar finder fortsat god anvendelse i EU's og medlemsstaternes lovgivning for at fremme genanvendelse af udtjente produkter. Med kravet om at producenterne afholder omkostningerne til genanvendelse af deres produkter når forbrugerne kasserer dem, er de specifikke aktører i forbrugskæden - fra producenterne over forbrugerne til affaldshåndteringsvirksomhederne - med til at finansiere genbrug og indregne affaldshåndteringens omkostninger i produktets pris. Det skal også give producenterne et økonomisk incitament til at nedsætte omkostningerne til genbrug og genanvendelse af deres produkter, f.eks. ved at forbedre designet eller materialeanvendelsen, så produkterne lettere kan genanvendes.

Der er allerede gennemført en vis bedømmelse af fordelene og ulemperne ved producentansvar [38]. Heraf fremgår det, at producentansvar kan være en yderst velegnet metode til at fremme genanvendelse af visse affaldstyper, mens den for andres vedkommende er mindre hensigtsmæssig. Det betyder, at princippet om producentansvar ganske vist fortsat vil være et vigtigt element i EU's genanvendelsespolitik, navnlig for udtjente produkter, men det skal suppleres med andre instrumenter, som fremmer genanvendelse af de vigtigste affaldstyper. Der er desuden mange faktorer, som påvirker, hvor effektive de økonomiske incitamenter er, der indgår i ordninger med producentansvar. Hvis genanvendelse allerede er rentabel under almindelige markedsvilkår, er det måske ikke nødvendigt eller hensigtsmæssigt at opstille lovregler, idet disse markeders funktion måske kan optimeres via frivillige ordninger.

[38] Se for eksempel OECD, 2001: Extended Producer Responsibility - A Guidance Manual for Governments, Paris: Organisationen for Økonomisk Samarbejde og Udvikling, og SOU, 2001: Resurs i retur - Slutrapport från utredningen för översyn av producentansvaret, SOU 2001:102, Stockholm: Statens Offentliga Utredningar.

I henhold til sjette miljøhandlingsprogram skal genanvendelsesstrategien bl.a. omfatte tiltag, der sikrer kildesortering, indsamling og genanvendelse af en række højtprioriterede affaldstyper. Andre elementer i programmet har også en stærk sammenhæng med genanvendelsesområdet. I artikel 8, stk. 2, pkt. iv opfordres Kommissionen til at foreslå ny eller tilpasset lovgivning om "bl.a. bygge- og nedrivningsaffald, spildevandsslam, biologisk nedbrydeligt affald, emballage, batterier og overførsel af affald, præcisering af sondringen mellem affald og ikke-affald og udarbejdelse af passende kriterier for videreudviklingen af bilag IIA og IIB til rammedirektivet om affald."

Flere af ovennævnte forslag i sjette miljøhandlingsprogram vedrører direkte genanvendelse. Temastrategien kan være med til at afklare denne sammenhæng for at indkredse prioriteringer og metoder til at sikre den mest effektive videreudvikling af genanvendelsespolitikken.

Den alvorligste hindring for en højere genanvendelsessats er i mange tilfælde den ugunstige økonomi i genanvendelse, hvor deponering eller forbrænding ofte er billigere. Denne situation skyldes til dels, at priserne på ressourceforbrug og affaldsbehandling ikke altid afspejler de sociale omkostninger, idet ikke alle eksterne omkostninger er indregnet. Derfor træffes affaldshåndteringsvalg under frie markedsvilkår ofte ikke på det optimale grundlag. Det bliver et centralt element i EU's fremtidige politik for genanvendelse at få afhjulpet denne hindring. Men der er forskel på, hvor store miljøfordele en højere grad af genanvendelse giver for bestemte udtjente produkter, affaldstyper eller materialers vedkommende. Derfor skal nye initiativer først og fremmest udformes, så de giver miljøgevinster på de områder, hvor genanvendelse har størst berettigelse ud fra en vurdering af omkostningseffektiviteten.

De strengere miljøstandarder, som er blevet indført med den nye EU-lovgivning (direktiverne om IPPC, deponering og forbrænding) gør det måske dyrere at drive visse anlæg, hvilket også giver et økonomisk incitament til at nyttiggøre affaldet i stedet, herunder også ved materialegenvinding. Modtagelseskriterierne for affald, som fastlægges i deponeringsdirektivet, kan f.eks. gøre det dyrere at komme af med affald og dermed også forholdsmæssigt gøre materialegenvinding mere økonomisk fordelagtigt for visse materialers vedkommende. Det kan f.eks. være forskellige affaldskategorier, som i dag betragtes som inert affald, såsom visse former for bygge- og nedrivningsaffald. Men gennemførelsen af deponeringsdirektivet kan formentlig hverken i sig selv eller suppleret med deponeringsafgifter vedtaget på nationalt plan bringe deponering og materialegenvinding på samme omkostningsniveau. Hvis der ikke fastlægges andre bestemmelser, bliver en stor del af det brændbare affald nok brugt til energigenvinding, der som regel er billigere end materialegenvinding. Desuden kan de forskelle, der stadig vil være i prisen på deponering rundt omkring i EU, i nogle tilfælde komme til at medføre unødvendig affaldstransport over lange afstande.

Endelig må man som led i yderligere initiativer heller ikke glemme at optimere ressourcefordelingen, dvs. de administrative og finansielle ressourcer, som kræves på nationalt og europæisk plan. Det må ikke undervurderes, hvilke ressourcer der er nødvendige for at gennemføre den lovgivning, som tager sigte på hver enkelt affaldstype, især da antallet af direktivet kan stige kraftigt og lovgivningen kan blive meget teknisk indviklet.

Sjette miljøhandlingsprograms "mandat" og ovenstående forhold fører frem til den konklusion, at der er behov for at sammensætte reglerne for affaldshåndtering hensigtsmæssigt, og for at sikre, at EU's affaldspolitik både bliver effektiv og omkostningseffektiv. Det kan ske via nye lovgivningstiltag, forhandling af miljøaftaler og opstilling af økonomiske instrumenter. Sidstnævnte kan spille en fremtrædende rolle, eftersom signalerne i de nuværende prismekanismer for affald som regel ikke fremmer genanvendelse. Hvad angår lovforslag vil det efter Kommissionens opfattelse være en god idé at undersøge, om de eksisterende direktiver bør suppleres med et nyt regelsæt, som tager sigte på materialerne frem for de udtjente produkter. Som led heri kan man f.eks. opstille bestemmelser om producentansvar i tilfælde, hvor det er det mest miljømæssigt og økonomisk fordelagtige. Som led i fastlæggelse af instrumentets sammensætning skal det bl.a. drøftes, hvordan affaldshåndteringshierarkiet skal gennemføres og hvilke instrumenter der skal bruges til at udforme de bedst egnede løsningsmodeller for affaldshåndteringen. Det beskrives i afsnit 4 (resultatmål) og 5 (instrumenter), hvordan man kan gå frem.

3.2.4. Harmoniserede standarder for genanvendelsesformer

Mange behandlingsformer, navnlig genanvendelsesmetoder, er ikke omfattet af EU-harmoniserede miljøkrav. Nogle af disse metoder falder ind under IPPC-direktivet og kræver derfor anvendelse af de bedste tilgængelige teknikker. Men om dette medfører en harmonisering af anlæggenes miljøvenlighed, afhænger af, hvordan teknikkerne gennemføres på lokalt plan.

Mangelen på obligatoriske EU-standarder for affaldshåndtering blokerer for en EU-dækkende høj miljøbeskyttelsesgrad, og det har også givet anledning til bekymring om "standarddumping", dvs. at miljøsynderne udser sig det land, hvor standarden er ringest. Argumentet om, at forskellige miljøstandarder fører til betydelige forskelle i de omkostninger, som affaldsbehandlingsanlæggene skal afholde, lyder i princippet plausibelt, om end der ikke foreligger de store oplysninger om de økonomiske forhold og de reelle affaldsstrømme i denne forbindelse. Det hævdes dog fra visse sider, at affald, som skal genanvendes, sendes væk fra de lande, hvor standarden er høj, og at anlæggene i disse lande derfor ikke får tilstrækkelige mængder affald til at være økonomisk rentable. Det medfører efter sigende, at medlemsstaterne forhindres i at opstille og håndhæve mere miljøvenlige affaldsbehandlingsteknologier og -krav for genanvendelse, fordi affaldet sendes til lande med ringere standarder.

I henhold til De Europæiske Fællesskabers Domstols retspraksis skal affald, som skal bruges til nyttiggørelse, betragtes som handelsvarer, der er omfattet af traktatens bestemmelser (artikel 28-30) om fri varebevægelse. Nationale regler, som kan hindre udveksling af affald til nyttiggørelse, kan således betragtes som uforenelige med traktatens artikel 28, medmindre reglerne er berettigede og står i rimeligt forhold til den tilsigtede målsætning.

Det er først og fremmest definitionerne af bortskaffelse og nyttiggørelse i affaldsdirektivets bilag II A og II B, som afgør, hvilke regler der gælder for en given affaldsbehandlingsaktivitet. De afgør f.eks., hvilke regler der gælder for grænseoverskridende overførsel af affald i EU i henhold til forordningen om overførsel af affald. De afgør også, hvilke aktiviteter der kan være med til at føre de forskellige direktivers resultatmål for genbrug og nyttiggørelse ud i livet.

Disse definitioner er af generel karakter og kan fortolkes forholdsvis bredt, hvilket kan undergrave de gældende forpligtelser i forbindelse med bortskaffelse af affald, så det sendes til anlæg, som ikke nødvendigvis udfører nyttiggørelse. Medlemsstaterne kan også bruge definitionerne til at forhindre, at affald sendes ud af landet. Disse gennemførelsesproblemer og kritikken fra forskellige parter har resulteret i, at der er blevet anlagt sager såvel på nationalt som på europæisk plan.

I den nyeste retspraksis har Domstolen anlagt et kriterium, som bruges til at skelne mellem nyttiggørelse og bortskaffelse af affald. Ifølge Domstolen skal en affaldsbehandlingsform klassificeres som nyttiggørelse, når grundformålet med metoden er, at affaldet bruges i stedet for primære ressourcer. Domstolen har bl.a. fastslået, at når en mine fyldes op med affald, kan der være tale om nyttiggørelse, hvis affaldet bruges i stedet for en primær ressource, som ellers ville være blevet brugt til at fylde minen op med [39]. Det kan f.eks. være tilfældet, når en mine skal fyldes op for at stabilisere et landareal. Domstolen har også fastslået, at anvendelse af affald som brændsel i en brændeovn i cementindustrien er nyttiggørelse, når der skabes overskudsvarme, som anvendes i processen [40]. Den har derimod afgjort [41], at et forbrændingsanlæg til byaffald først og fremmest er beregnet til at bortskaffe affald. Domstolen tilføjede, at den i disse sager ikke ville ændre klassifikationen af bortskaffelsesformerne, blot fordi der som en sekundær effekt af processen skabes og anvendes varme.

[39] Sag C-6/00.

[40] Sag C-228/00.

[41] Sag C-458/00.

Domstolen understregede også, at medlemsstaterne i henhold til artikel 7, stk. 4, pkt. 5 i forordning (EØF) 259/93 om overførsel af affald kan gøre indsigelse mod overførsel af affald, "hvis forholdet mellem det affald, der kan nyttiggøres, og det affald, som ikke kan nyttiggøres, den skønnede værdi af de materialer, der endelig nyttiggøres, eller udgifterne til nyttiggørelsen og udgifterne til bortskaffelse af den del, der ikke kan nyttiggøres, ikke begrunder nyttiggørelsen ud fra økonomiske og miljømæssige betragtninger". Ved at anvende denne bestemmelse kan medlemsstaterne undgå, at der foregår fingeret nyttiggørelse.

I afsnit 5.5.1.1 gennemgås det nærmere, hvilke spørgsmål der i denne forbindelse bør drøftes som led i denne meddelelse.

3.2.5. Andre aspekter i de overordnede lovrammer

Kommissionen har tidligere behandlet visse aspekter i EU-lovgivningen med relevans for genanvendelse af affald. Genvindingsforummet [42] har f.eks. analyseret omkostningerne ved at overholde lovgivningen om affald, især hvad angår bestemmelserne i affaldsdirektivet og overførselsdirektivet. I dette afsnit fokuseres der på, hvordan omkostningerne til overholdelse af affaldslovgivningen kan nedbringes ved at udnytte de eksisterende bestemmelser i EU-lovgivningen for affald og ved at tydeliggøre visse dele af den.

[42] http://europa.eu.int/comm/enterprise/ events/recycling/recycling.htm

Kommissionen er ved at lægge sidste hånd på et forslag om revision af forordningen om overførsel af affald. Med denne revision vil Kommissionen indarbejde EU's internationale forpligtelser samt tydeliggøre og strømline de kontrolprocedurer, som gælder for grænseoverskridende overførsel af affald. Revisionen skal tydeliggøre og om muligt forenkle de regler, der gælder for handelen med affald både inden for EU og med tredjelande.

Definitionen på affald i artikel 1, litra a, i affaldsdirektivet er hjørnestenen i affaldslovgivningen. Der har været megen diskussion om denne definition, og Domstolen har været til stor hjælp med fortolkningen af den. Men debatten om definitionen på affald fortsætter sandsynligvis. I sjette miljøhandlingsprograms artikel 8, stk. 2, pkt. iv efterlyses desuden en "præcisering af sondringen mellem affald og ikke-affald".

Definitionen på affald er en juridisk formulering, som muligvis kan forbedres. Men de kritikpunkter, som rejses angående den nuværende definition, er ofte af generel art. Det hævdes f.eks. undertiden, at definitionen ikke bør omfatte materialer, der egner sig til genanvendelse, fordi de økonomiske omkostninger ved at overholde affaldslovgivningen og det negative image, som udtrykket "affald" fremkalder, forhindrer etableringen af en konkurrencedygtig genanvendelsessektor. Men disse påstande hviler dog sjældent på en vurdering af overholdelsens reelle økonomiske omkostninger.

I afsnit 5.5.1.2 gennemgås det nærmere, hvilke spørgsmål der i denne forbindelse bør drøftes som led i denne meddelelse.

4. Fastlæggelse af resultatmål

4.1. Indledning

Generelt skal en optimal håndteringsstrategi til minimering af affaldets miljøkonsekvenser omfatte en kombination af forskellige løsningsmodeller for affaldsforebyggelse, materialegenvinding, energigenvinding og bortskaffelse.

En cost-benefit-analyse kan hjælpe med til at få defineret den optimale genanvendelsessats, om end der dog er forholdsvis ringe erfaring med sådanne analyser af tiltag inden for affaldsforebyggelse. Cost-benefit-analyser giver en idé om forskellige miljøkonsekvensers pengeværdi, som ofte ikke afspejles i markedspriserne (indregning af eksterne faktorer). Dermed kan miljøfordelene ved de forskellige løsningsmuligheder i forbindelse med affaldshåndteringen sammenlignes på deres økonomiske omkostninger. Selv om der fortsat er uenighed om visse aspekter af metodikken i cost-benefit-analyserne - f.eks. monetariseringsfaktorer [43] og hensættelser [44] eller tilpasning efter lokale forhold - giver denne teknik efter Kommissionens mening alligevel det bedste grundlag for at vurdere resultatmålene i politikken for affaldshåndtering.

[43] Monetariseringsfaktorer anvendes til at fastsætte en pengeværdi for miljøkonsekvenser, f.eks. de "økonomiske omkostninger ved emission af ét ton CO2".

[44] Hensættelser indebærer også, at der skal fastlægges en "rentesats", som tager højde for aktivers skiftende økonomiske værdi.

Kommissionen har iværksat en undersøgelse for at bedømme cost-benefit-analyser for genanvendelsessektoren i fremtidens EU, hvor der tages udgangspunkt i forskellige lovgivningsmæssige og tekniske udviklingstendenser. Det giver strategien et godt vidensgrundlag for at opstille resultatmålene for genanvendelse og giver Kommissionen mulighed for at gå videre med den metode, der blev brugt til at revidere emballagedirektivets resultatmål for genanvendelse. Undersøgelsens første resultater forventes at foreligge i slutningen af 2003.

4.2. Affaldsforebyggelse

Tendenserne i affaldsdannelsen afhænger af flere forskellige faktorer, bl.a. den økonomiske aktivitet, ændringer i befolkningssammensætningen, tekniske nyskabelser, ændrede livsstilsmønstre og, på det mere generelle plan, de gældende produktions- og forbrugsmønstre [45]. Denne tætte sammenhæng gør det vanskeligt at gribe affaldsforebyggelse an uden samtidig at beskæftige sig med ressourceforvaltning og produktpolitik. Det er nok den vigtigste forklaring på, hvorfor de eksisterende politikker ikke har haft held til at fremme affaldsforebyggelse i almindelighed og opstille resultatmål for affaldsforebyggelse i særdeleshed.

[45] Se f.eks. OECD, 2002: Household Energy & Water Consumption and Waste Generation: Trends, Environmental Impacts and Policy Responses, ENV/EPOC/WPNEP(2001)25, Paris: Organisationen for Økonomisk Samarbejde og Udvikling, s. 67-62.

De seneste bestræbelser på at opstille resultatmål for affaldsforebyggelse har fokuseret på affaldets vægt eller omfang. Der kan dog stilles spørgsmålstegn ved, om vægt eller omfang altid er den mest hensigtsmæssige indikator for affalds miljøbelastning. I praksis er sammenhængen mellem affaldsdannelsen og affaldets miljøkonsekvenser mere kompleks, da ændringer i affaldsdannelsesmønstrene generelt ikke blot påvirker mængden af affald, men også arten af det. Sådanne ændringer kan også påvirke konsekvenserne i andre faser af produktets livscyklus, f.eks. via ændringer i produktets udformning. Hvis emballagen f.eks. gøres lettere, mindsker det ikke nødvendigvis dens miljøbelastning, hverken når produktet er udtjent eller i dets levetid. Men det vil altid være vanskeligt at opstille sammensatte indikatorer for affalds miljøbelastning, og der ser i dag ikke ud til at være et brugbart alternativ til at måle affaldsforebyggelse i form af vægt eller omfang. I den forbindelse skal det bemærkes, at man for at opnå de mest effektive resultater skal etablere en direkte sammenhæng mellem affaldsforebyggelse og integreret forebyggelse af forurening. Det første skridt i retning af en global strategi for affaldsforebyggelse må være at styrke en konsekvent sammenhæng mellem alle de forhåndenværende instrumenter.

Når der skal opstilles resultatmål for affaldsforebyggelse på EU-plan, skal det også tages med i betragtning, at de nuværende statistikker for affaldsdannelse ikke er for gode. Derfor er det på nuværende tidspunkt ikke realistisk at foreslå færdige, talangivne resultatmål for affaldsforebyggelse ud fra en bred miljømæssig og økonomisk analyse. Og når der ikke foreligger troværdige statistikker og holdbare prognoser for den fremtidige affaldsdannelse, vil det også være nærmest umuligt at overvåge, hvilke fremskridt der sker.

Forordningen om affaldsstatistik [46] skal afhjælpe disse mangler i vores viden om affaldsdannelse, og den skal danne retsgrundlaget for en komplet statistisk datasamling om affaldsdannelse og -behandling i EU. Når forordningen er fuldt gennemført, giver den mulighed for et samlet billede af affaldsdannelsen og affaldsbehandlingen i hele EU, inddelt efter affaldstype og økonomisk aktivitetssektor. Dataindsamlingen skal foregå hvert andet år, første gang i basisåret 2004. De første statistikker forelægges Kommissionen i 2006.

[46] Europa-Parlamentets og Rådets forordning (EF) nr. 2150/2002 af 25. november 2002 om affaldsstatistik, EFT L 332 af 9.12.2002, s. 1.

Der kan således tidligst i 2006 foreligge et fyldestgørende vidensgrundlag om mønstrene i affaldsdannelsen og affaldshåndteringen på EU-plan. Men der kan ikke udledes udviklingstendenser af oplysningerne for ét år. Derfor bliver det først muligt at foretage en første vurdering af tendenserne i affaldsdannelsen i hele EU i 2008, når det andet sæt statistikker foreligger, som indsamles som led i statistikforordningen.

Endvidere fører der i øjeblikket forhandlinger i De Forenede Nationers Økonomiske Kommission for Europa (UNECE) om en protokol til Århus-konventionen [47] om indførelse af registre over udledning og overførsel af forureningsstoffer. De kan gennemføres via en revideret Europæisk Oversigt over Forurenende Emissioner (EPER) [48] med bredere anvendelsesområde. EPER kan så give oplysninger om affaldsdannelse og -håndtering og omfatte en lang række store affaldsproducerende virksomheder. Dermed ville der være grundlag for at fastlægge målsætninger for bestemte industrisektorer eller sektorgrupperinger.

[47] Konventionen om adgang til oplysninger, offentlig deltagelse i beslutningsprocesser samt adgang til klage og domstolsprøvelse på miljøområdet, underskrevet af Fællesskabet ved ministerkonferencen den 23.-25. juni 1998.

[48] Se Kommissionens beslutning af 17. juli 2000 om indførelse af en Europæisk Oversigt over Forurenende Emissioner (EPER) i henhold til artikel 15 i Rådets direktiv 96/61/EF om integreret forebyggelse og bekæmpelse af forurening (IPPC), EFT L 192 af 28.7.2000, s. 36.

Der er fortsat stor usikkerhed om, hvor bredt et anvendelsesområde affaldsforebyggelsen skal have i forskellige økonomiske sektorer og hvor effektive forskellige instrumenter vil være til at sikre affaldsforebyggelse. Det kan ganske vist være nyttigt at fastlægge en politisk ambition for affaldsforebyggelse, men der er også en risiko for, at nye resultatmål blot giver for høje forhåbninger, som så skuffes ligesom i femte miljøhandlingsprogram. Derfor har Kommissionen til hensigt at iværksætte en debat om den grundlæggende analyse, som kan berettige resultatmål for affaldsforebyggelse, og i særdeleshed om sammenhængen mellem affaldsforebyggelse, ressourceforvaltning og integreret produktpolitik. Inden Kommissionen foreslår specifikke mål, skal der også være klarhed over, hvordan sådanne mål kan virkeliggøres, og om de tiltag, det sker ved, vil få opbakning fra de forskellige lovgivende myndigheder. De berørte parter opfordres endvidere til at redegøre for, hvilke erfaringer de har haft med affaldsforebyggelse, hvilke virkninger der kunne opnås og i hvilket omfang sådanne tiltag kunne bidrage til at virkeliggøre affaldsforebyggelsens overordnede resultatmål.

4.3. Resultatmål for genanvendelse

I modsætning til affaldsforebyggelse er det både en etableret tradition og lettere at fastlægge resultatmål for genanvendelse. Denne temastrategi bør derfor fokusere på at forbedre effektivitetsgraden i genbrugsmålsætningerne. For det første har EU's metode til fastlæggelse af målsætninger for genanvendelse hidtil fokuseret på udtjente produkter uden at skelne mellem forskellige materialer. Emballagedirektivet er til dels en undtagelse herfra, eftersom det kræver, at der fastsættes mindstemål for hver enkelt materialetype. Kommissionens forslag om revision af direktivets resultatmål indeholder differentierede mål for hvert enkelt materiale, ud fra den tanke, at de optimale genanvendelsessatser bør være baseret på omkostningerne og fordelene i forbindelse med det pågældende materiale, som naturligvis vil være forskellige fra tilfælde til tilfælde [49].

[49] Se forslaget til Europa-Parlamentets og Rådets direktiv om ændring af direktiv 94/62/EF om emballage og emballageaffald, KOM(2001) 729 endelig af 7.12.2001, især s. 12ff.

At opstille resultatmål for udtjente produkter har været en god måde at fremme særskilt indsamling og genanvendelse på. I nogle tilfælde kan det dog undre, at bestemte materialer er taget med i betragtning ved nogle affaldskilder, men ikke ved andre. EU-lovgivningen kræver f.eks. genanvendelse af pap og papir fra emballage, men ikke af papir fra andre kilder, f.eks. kontorpapir og aviser. Papir af disse typer er ofte mindst lige så genanvendeligt både ud fra en økonomisk og en miljømæssig betragtning. EU-lovgivningen kræver ligeledes, at plastemballage (og i praksis også plast fra visse andre angivne affaldstyper, navnlig el-apparater og elektronik) genanvendes, men der er i dag ingen EU-regler om at plast fra andre kilder af betydning, f.eks. byggematerialer, skal genanvendes.

De kan lade sig gøre at kombinere de to metoder, hvor man fokuserer på affaldskilden og på materialet. Generelt er den første måske mest velegnet til at sikre særskilt indsamling og demontering af komplekse udtjente produkter. Derefter kan man bruge den materialespecifikke metode til at opstille resultatmål for genanvendelse. Hvis man gik sådan frem, ville den fremtidige affaldslovgivning ikke nødvendigvis indeholde en sammenkobling af kravene om særskilt indsamling og demontering og resultatmålene for genanvendelse. De naturlige forskelle mellem materialerne, genanvendelsesprocesserne og markedsstrukturerne skal tages med i betragtning, når det vurderes, hvor effektivt det vil være at opstille supplerende mål med fokus på materialerne.

For det andet indeholder de nuværende direktiver bestemmelser om, at samtlige medlemsstater skal nå frem til de samme resultatmål. Men det vil være rimeligt at spørge, om en sådan ensretning er det mest effektive, ud fra såvel en miljømæssig som en økonomisk betragtning. Fra en miljømæssig betragtning er det vigtigere at optimere indsamlingen og genanvendelsen i EU som helhed end om det sker i en bestemt medlemsstat. Fra en økonomisk betragtning er det vigtigere at sikre konkurrenceligestillingen i det indre marked end at opnå det samme indsamlings- og genanvendelsesomfang overalt. Det kan afspejles i, at man opstiller et generelt genanvendelsesmål på EU-plan og overlader til markedskræfterne at afgøre, hvilke genanvendelsesanlæg der kan virkeliggøre målsætningen mest omkostningseffektivt. Denne metode vil forudsætte en mere markedsorienteret lovramme. Men den kan sikkert kun anvendes, hvis miljøstandarderne for genanvendelsesanlæg i højere grad blev harmoniseret på EU-plan, end det gælder i dag. En sådan lovramme skal bl.a. omfatte en klar ansvarsfordeling og et hensigtsmæssigt system til dokumentation af, hvilke resultater der er opnået, så kravene kan håndhæves.

Endelig er de resultatmål for genanvendelse, som fastlægges i den eksisterende EU-lovgivning, f.eks. direktiverne om emballage, skrotbiler og affald af elektrisk og elektronisk udstyr, juridisk bindende. Dette princip kan udvides til også at omfatte eventuelle materialeorienterede mål i fremtidige tiltag. Desuden kan der fastlægges supplerende vejledende mål for omfattende affaldskilder såsom bygge- og nedrivningsaffald og byaffald. Dermed kunne man føre tilsyn med fremskridtet i de forskellige medlemsstater og samtidig bevare en tilstrækkelig grad af fleksibilitet til at tage højde for forskellene i de lokale forhold rundt omkring i EU.

Denne meddelelse og den efterfølgende debat skal give idéer til, hvordan der kan opstille resultatmål, som ud fra en miljømæssig og økonomisk betragtning er mere effektive. Det kan f.eks. være via mål med fokus på materialer frem for udtjente produkter, EU-dækkende mål i stedet for nationale, så der bliver bedre mulighed for at fokusere indsamlings- og genanvendelsesaktiviteter om de geografiske områder, hvor det vil være mest effektivt osv. Det kan eventuelt suppleres med mere generelle vejledende resultatmål for de største affaldskilder, f.eks. fast byaffald.

Kommissionen vil derfor gerne have kommentarer fra de berørte parter, navnlig om:

-hvilken rolle materialeorienterede resultatmål kan spille og hvor effektive de vil være

-hvad det vil koste at indføre et system, som omfatter både materialebaserede resultatmål og mål for udtjente produkter

-hvilke muligheder der er for at indføre større fleksibilitet for at tage højde for lokale forhold ved at opstille resultatmål for EU som helhed. Det ville også have følgevirkninger for konkurrencen i genanvendelsesindustrien

-hvilken rolle juridisk bindende og vejledende resultatmål skal spille.

5. Byggesten til en temastrategi

5.1. Indledning

Dette kapitel fokuserer på de instrumenter, som kan bruges til at gennemføre de resultatmål for affaldsforebyggelse og genanvendelse, som omhandles i kapitel 4. På baggrund af vurderingen af de eksisterende EU-foranstaltninger i kapitel 3 er det Kommissionens opfattelse, at den fremtidige temastrategi for affaldsforebyggelse og genanvendelse skal bygges op omkring fire byggesten:

Byggesten 1. grundinstrumenter til fremme af affaldsforebyggelse

Byggesten 1. grundinstrumenter til fremme af genanvendelse

Byggesten 1. foranstaltninger til afhjælpning af manglerne i de gældende standarder for genanvendelse

Byggesten 1. ledsageforanstaltninger til fremme af affaldsforebyggelse og genanvendelse.

Disse byggesten skal danne grundlag for den prioritering, der skal gælde i de kommende år, som supplement til gennemførelsen af eksisterende lovgivning og principper. Selv om EU's eksisterende lovgivning for affaldssektoren har medført betydelige fremskridt i retning af en mere bæredygtig affaldshåndtering, udgør den endnu ikke et konsekvent samlet lovgrundlag, som kan bruges til at fremme affaldsforebyggelse og genanvendelse. Endvidere er flere af de eksisterende direktiver teknisk meget indviklede. Bortset fra nogle få elementer, såsom afviklingen af visse farlige stoffer, er politikken for affaldsforebyggelse hidtil slået fejl, fordi den ikke tilstrækkelig klart har angivet, hvordan målene skulle virkeliggøres. For at give affaldspolitikken størst mulig gennemslagskraft skal tiltagene således fokuseres på de elementer, som bedst kan være med til at afhjælpe miljøkonsekvenserne og problemerne i anvendelsen af lovgivningen for området.

De valg, der træffes angående ressourceanvendelse og affaldshåndtering, afhænger i vidt omfang af prisen på de forskellige former for affaldshåndtering (deponering, forbrænding, gasificering, nyttiggørelse osv.). Lovgivning kan gennemtvinge adfærdsændringer, men så længe prissignalerne trækker i modsat retning af lovens formål, vil det tilskynde til at omgå reglerne, og så er der brug for stadig mere komplekse ordninger for at gennemføre og håndhæve lovgivningen. Kommissionen har i sin meddelelse En EU-strategi for bæredygtig udvikling [50] påpeget, at den i sine forslag til foranstaltninger og lovgivning vil prioritere en markedsbaseret tilgang med prisincitamenter, hvor dette med rimelighed kan formodes at kunne opfylde sociale og miljømæssige mål på en fleksibel og omkostningseffektiv måde. Sådanne foranstaltninger skal være i overensstemmelse med internationale samhandelsregler. Endvidere er Kommissionen af den opfattelse, at den økonomiske dimension i affaldshåndteringsindustrien i almindelighed og genanvendelsesindustrien i særdeleshed er et vigtigt element i den udfordring, som EU står overfor i dag. Kommissionen sikrer, at der tages det videst mulige hensyn til den økonomiske dimension ved udformningen og håndhævelsen af den fremtidige strategi for affaldsforebyggelse og genanvendelse.

[50] Kommissionens meddelelse KOM(2001) 264 endelig af 15.5.2001: "En bæredygtig udvikling i Europa for en bedre verden: En EU-strategi for bæredygtig udvikling".

I denne meddelelse analyseres det, hvordan det kan sikres, at en blanding af lovregler, frivillige og økonomiske instrumenter giver de mest hensigtsmæssige incitamenter til at fremme en mere bæredygtig affaldshåndtering hvad angår forebyggelse og genanvendelse. Desuden analyseres det, hvordan man kan afhjælpe de eksisterende mangler i EU-standarderne for genanvendelse af affald og tydeliggøre de grundlæggende definitioner i EU-lovgivningen om affald.

Disse tiltag skal supplere de planlagte direktiver, dvs. forslagene om revision af direktivet om renseslam, overførselsforordningen, direktivet om bionedbrydeligt affald [51] og direktivet om affald fra minedrift. Der fremlægges muligvis yderligere forslag, f.eks. om bygge- og nedrivningsaffald, som led i temastrategien.

[51] Direktiverne om renseslam og bionedbrydeligt affald hænger tæt sammen med temastrategien for jordbundsbeskyttelse. Derfor gennemgås de problemer, som disse direktiver vedrører, i den forbindelse i stedet for som led i nærværende strategi.

I afsnit 5.2 gennemgås det, hvordan forskellige instrumenter kan bruges til at fremme affaldsforebyggelse, og afsnit 5.3 indeholder en tilsvarende gennemgang hvad angår genanvendelse. Nogle af de instrumenter, som analyseres i det efterfølgende, fremmer både affaldsforebyggelse og genanvendelse. De gennemgås i det afsnit, hvor de har størst effekt. Formålet med disse afsnit er ikke at slå til lyd for et bestemt instrument, men at give startskuddet til en debat om disse instrumenters potentielle rolle og effektivitet som led i en overordnet temastrategi. Effektiviteten af et givet instrument afhænger af den økonomiske og tekniske sammenhæng, det indgår i, så det er usandsynligt, at én politisk løsningsmodel er den mest hensigtsmæssige i alle tilfælde. Derfor lægger Kommissionen sig på nuværende tidspunkt ikke fast på, hvordan de forskellige instrumenter skal bruges eller kombineres.

Afsnit 5.4 omhandler behovet for at sikre ligelig konkurrence i hele Europa. Det bliver særlig vigtigt, hvis der gennemføres en mere markedsorienteret politik, eftersom de forskellige miljøstandarder for genanvendelsesanlæg rundt omkring i Europa kan øge betænkelighederne om uretmæssig konkurrence som følge af "standarddumping". Endelig gennemgås i afsnit 5.5 en række ledsageforanstaltninger, som kan bruges til at fremme genanvendelse. Disse foranstaltninger ville ikke i sig selv være nok til at opnå mærkbare fremskridt, men de kan være nyttige som supplement til de grundforanstaltninger, som byggesten 1 og 2 omfatter.

5.2. Instrumenter til fremme af affaldsforebyggelse

5.2.1. Foranstaltninger med særligt sigte på kvantitativ forebyggelse

For at opnå mærkbare fremskridt i retning af affaldsforebyggelse må man ændre den måde, som ressourcerne udnyttes på i produktionsprocesserne og i produkterne. Det forudsætter adfærdsændringer hos forbrugerne, producenterne og andre aktører i økonomien. I den forbindelse kan traditionelle lovindgreb spille en rolle, men alene er de sjældent effektive i en så kompleks sammenhæng. Da alle materialer, som bruges i en økonomi, før eller siden ender som affald, forudsætter større ændringer i affaldsdannelsen også ændringer i produktions- og forbrugsmønstrene. Det kræver, at de politiske linjer rækker videre end den snævert definerede affaldspolitik og også omfatter områder som ressourceforvaltning og integreret produktpolitik.

Der er en række forskellige måder, affaldsforebyggelse kan gribes an på som led i affaldshåndteringen. Det gøres ofte via økonomiske instrumenter eller informationskampagner, som både kan være med til at fremme affaldsforebyggelsen og få en større del af affaldet overført til nyttigere behandlingsmåder, såsom genanvendelse. Men generelt er der ikke de store erfaringer med instrumenter, som kan bevirke mærkbare kvantitative reduktioner i affaldsdannelsen og som EU kan medvirke til.

Ikke desto mindre vil det måske være en forbedring at samordne de nationale tiltag vedrørende markedsaktørerne. Forbrugerpræferencer og frivillige ordninger, som gennemføres af offentlige indkøbere, kan give et særligt incitament til at udvikle grønnere produkter, herunder produkter, hvis produktion, anvendelse og forbrug resulterer i mindre affald. Det nationale og lokale arbejde med at få forbrugerne til at vælge sådanne grønnere produkter kan muligvis styrkes via debat og udveksling af information på europæisk plan. Det samme gælder de nationale incitamenter til mere miljøvenlig produktion. Debatten herom i forlængelse af nærværende meddelelse kan være med til at øge indsigten i, hvordan affaldsforebyggelse kan indarbejdes i den integrerede produktpolitik.

Kommissionen vil derfor gerne modtage kommentarer fra alle berørte parter med henblik på at gennemføre en tilbundsgående vurdering af, hvor effektive forskellige instrumenter vil være til at virkeliggøre resultatmålene for den fremtidige affaldsforebyggelse, og af hvilken rolle EU skal spille i udformningen af disse instrumenter. Kommissionen vil især gerne vide, hvad medlemsstaterne og de berørte parter mener om fordelene ved at udveksle information på europæisk plan om nationale incitamenter med sigte på forbrugerne samt "grønne" indkøbsordninger.

5.2.2. Foranstaltninger med særligt sigte på kvalitativ forebyggelse

Den planlagte forordning om kemikaliepolitik skal garantere en høj grad af sundheds- og miljøbeskyttelse og samtidig sikre, at det indre marked fungerer effektivt og stimulere nyskabelse og konkurrence i kemiindustrien. I 2001 vedtog Kommissionen en hvidbog [52] med sine forslag til en strategi for en ny kemikaliepolitik. Et centralt element i disse forslag er REACH, systemet til registrering, vurdering og godkendelse af kemiske stoffer (Registration, Evaluation and Authorisation of CHemicals). Det er baseret på et sæt principper, som skal styrke vores viden om og kontrol med potentielt sundheds- og miljøskadelige kemikalier. Det omfatter f.eks., at:

[52] Hvidbog - Strategi for en ny kemikaliepolitik, KOM(2001) 88 endelig af 27.2.2001.

-producenter og andre parter senere i forbrugsforløbet skal vurdere, hvor sikkert produktet er i den fase af dets levetid, som de har med at gøre, herunder også bortskaffelse og affaldshåndtering

-det skal tilskyndes at udskifte farlige stoffer med mindre farlige, når der findes egnede alternativer. Den øgede informationsgrad over for offentligheden samt det øgede ansvar, som skal påhvile parterne senere i markedsføringskæden, vil skabe en stærk efterspørgsel efter erstatningskemikalier, som er afprøvet fyldestgørende og egner sig til den tilsigtede anvendelse.

For meget problematiske stoffers vedkommende fastlægges der i hvidbogen et godkendelsessystem med udgangspunkt i en risikovurdering for hele stoffets levetid til den pågældende anvendelse, herunder også bortskaffelsen. På grundlag heraf udstedes en godkendelse, hvis anvendelsen ikke medfører nogen mærkbar risiko.

Den linje, som Kommissionen ifølge hvidbogen har tænkt sig at lægge, giver langt bedre kontrol med brugen af farlige stoffer - også de stoffer, som ender i affaldet - samtidig med at den tilskynder til at udskifte farlige stoffer, hvis der findes egnede alternativer. Dermed er vejen banet for en reduktion i mængden af farligt affald (både i produktions- og forbrugsfasen).

Kommissionen har nu igangsat en otte uger lang høring, som løber indtil den 10. juli 2003, for at afklare, hvordan det foreslåede fremtidige REACH-system skal fungere [53].

[53] http://europa.eu.int/comm/environment/ chemicals/whitepaper.htm

Den nye kemikaliepolitik får vidtrækkende konsekvenser, og i betragtning af den tætte sammenhæng mellem brugen af farlige stoffer og dannelsen af farligt affald bør de risici, som sådanne stoffer indebærer, forvaltes via REACH-systemet. Det kan også omfattede kvalitative aspekter i affaldsforebyggelsen. Men Kommissionen udelukker ikke muligheden for at vedtage yderligere restriktioner for bestemte stoffer og anvendelser, som kan medføre specifikke risikomomenter i affaldsfasen. Det er i overensstemmelse med den linje, der lægges i de eksisterende affaldsdirektiver, og det gælder også indtil REACH-systemet dækker disse aspekter fuldt ud.

5.2.3. Andre foranstaltninger til fremme af både kvantitativ og kvalitativ forebyggelse

5.2.3.1. Planer for affaldsforebyggelse

Affaldsforebyggelsesplaner kan bidrage både til kvantitativ og kvalitativ affaldsforebyggelse. Medlemsstaterne har iværksat en række initiativer og programmer, hvor de økonomiske aktører skal opstille sådanne planer. Fortalere for denne fremgangsmåde hævder, at det fordi affaldsforebyggelse er så komplekst et emne kun kan lade sig gøre at fastlægge omkostningseffektive affaldsforebyggelsestiltag via dybtgående samråd med de berørte økonomiske sektorer. Endvidere kræver det et solidt engagement fra myndighederne, hvis de affaldsforebyggelsesplaner, som er fastlagt via forhandling, skal fungere efter hensigten.

Sådanne planer kan udarbejdes for en hel økonomisk sektor eller for en enkeltvirksomhed, f.eks. som led i miljøforvaltningssystemer som fællesskabsordningen for miljøstyring og miljørevision (EMAS) [54]. Affaldsforebyggelsesplaner kan fastlægges ved forhandling på forskelligt plan, herunder europæisk, nationalt eller lokalt, og med fokus på forskellige, eventuelt supplerende, faktorer. De kan gøres obligatoriske via EU-lovgivning eller fortsætte som en form for miljøaftaler.

[54] Europa-Parlamentets og Rådets forordning (EF) nr. 761/2001 af 19. marts 2001 om organisationers frivillige deltagelse i en fællesskabsordning for miljøledelse og miljørevision (EMAS), EFT L 114 af 24.4.2001, s. 1.

Desuden kan nævnes andre valgmuligheder, f.eks. anvendelse af omsættelige certifikater for industriaffald. Men generelt er der ikke de store erfaringer med instrumenter, som kan bevirke mærkbare kvantitative reduktioner i affaldsdannelsen og som EU kan medvirke til.

5.2.3.2. IPPC-direktivet og BREF-dokumenterne

IPPC-direktivet angiver som nogle af 'driftlederens' grundforpligtelser, at affaldsfrembringelse skal undgås jf. Rådets direktiv 75/442/EØF af 15. juli 1975 om affald, og at der skal anvendes teknologi, der resulterer i mindst muligt affald, og mindre farlige stoffer (kvalitativ forebyggelse), hvilke er nogle af de hensyn, der skal tages som led i fastlæggelsen af de bedste tilgængelige teknikker (Best Available Techniques, BAT) i overensstemmelse med IPPC-direktivet. Dette direktivs mulige konsekvenser for affaldsforebyggelsen må ikke undervurderes, da det omfatter de fleste [55] større industriproducenter af affald.

[55] Af sektorer, som ikke falder ind under direktivet, kan nævnes råstofudvinding, skovbrug og de fleste former for landbrug.

Det er ganske vist endnu ikke muligt at vurdere direktivets virkning, da det endnu er i den tidlige gennemførelsesfase, men det er ønskværdigt at fremme god praksis i gennemførelsen af direktivets bestemmelser om affald. Kommissionen har til hensigt at støtte og deltage aktivt i IMPEL-projektet om de forhold i miljøtilladelser, som har relevans for affaldssektoren. Dette projekt, som blev godkendt på IMPEL-nettets plenarforsamling i december 2002, skal fremlægges til finansiering fra Kommissionen og forventes igangsat midt i 2003.

Denne vurdering kan føre frem til konklusioner om, hvordan IPPC-processen kan gøres så effektiv som muligt, både hvad angår kvalitativ og kvantitativ affaldsforebyggelse, f.eks. ved offentliggørelse af retningslinjer for affaldsforebyggelse i BAT-referencedokumenter ('BREF') og i bevillinger og tilladelser. Kommentarer og forslag modtages gerne om, hvordan man bedst kan fremme affaldsforebyggelse via anvendelse af IPPC.

5.3. Instrumenter til fremme af affaldsgenanvendelse

Den vigtigste hindring for en højere grad af genanvendelse er, at det er dyrere end andre former for affaldsbehandling. Derfor betragtes anvendelse af økonomiske og markedsbaserede instrumenter som den mest lovende måde at fremme genanvendelse på.

Hvis resultatet af høringsprocessen imidlertid viser, at økonomiske instrumenter ikke er en acceptabel eller gennemførlig mulighed, det være sig af politiske eller tekniske grunde, har Kommissionen til hensigt at udnytte sin initiativret fuldt ud og foreslå lovgivningstiltag for at nå frem til en mere bæredygtig affaldshåndtering. Det kan bl.a. omfatte de instrumenter, som gennemgås i afsnit 5.3.6. om konkrete instrumenter.

5.3.1. Deponeringsafgifter

En omlægning af de relative omkostninger ved forskellige former for affaldshåndtering, navnlig ved at indregne eksterne omkostninger, kan være et stærkt middel til at gennemføre ændringer i, hvilke affaldsbehandlingsmetoder der vælges. Det enkleste middel til at opnå en sådan ændring er at hæve prisen på andre former for affaldshåndtering. Det har fået flere medlemsstater til at indføre deponeringsafgifter. Men deponeringsafgifter skal suppleres med andre instrumenter, hvis man skal undgå, at blandet affald i store mængder blot sendes til forbrænding i stedet. Det skal navnlig vurderes, hvordan deponeringsafgifterne virker under hensyntagen til forskellene i prisen på alternative affaldsbehandlingsmåder. Hvis deponeringsafgifter indføres uden hensyn til andre forhold, kan det også give problemer, hvis nabolandene eller -regionerne indfører helt andre afgifter.

Det skal undersøges, hvilken rolle deponeringsafgifter skal spille i temastrategien, om end afgiftsordninger generelt er et politisk følsomt emne. Det indebærer ikke nødvendigvis, at der skal indføres en harmoniseret EU-deponeringsafgift. En nøjere samordning mellem medlemsstaternes myndigheder på området kunne være en god indledende tilgang til emnet. Her kunne man i første omgang fokusere på at nå til enighed om, hvordan deponeringsafgifter gøres så effektive som muligt, og herefter opstille kriterier for en bedre tilnærmelse af de afgifter, der vedtages på nationalt plan.

5.3.2. Producentansvar

I beslutningen om sjette miljøhandlingsprogram nævnes producentansvar som et af de tre elementer, der skal tages stilling til som led i strategien for genanvendelse. På grundlag af den analyse, der foretages i afsnit 3.1 og 3.2.3, har Kommissionen til hensigt at afholde en åben debat om producentansvar. Den skal naturligvis tage udgangspunkt i den erfaring, der er opnået som led i de relevante tiltag i EU og på nationalt og internationalt plan.

Kommissionen skal ikke underkende disse initiativer, som i mange tilfælde har fungeret godt. Derfor skal debatten også bl.a. gå på, om denne fremgangsmåde kan udvides og i så fald i forbindelse med hvilke affaldskilder. Desuden skal der som led i denne strategi også tages stilling til visse specifikke aspekter af producentansvarsproblematikken:

-konsekvenser for produktdesign: der er begrænset viden om, i hvilket omfang producentansvaret fremmer miljødesign. Det ser ud til, at indførelsen af producentansvar for emballage i visse lande har medført en reduktion i den mængde emballage, der kommer i handelen. Det skyldes formodentlig, at omkostningerne til genanvendelse indregnes i produktionsomkostningerne. Der er ikke noget overblik over, hvilke virkninger producentansvaret for skrotbiler, el-apparater og elektronik får, da det er så kort tid siden disse regler blev indført

-individuelt/kollektivt ansvar: i sektorer, som er kendetegnet ved stor produktdifferentiering, kan individuelt producentansvar give et kraftigt incitament til at ændre produktdesignet for at gøre det mere genanvendeligt eller nedbringe den affaldsmængde, det medfører, mens kollektivt producentansvar ofte giver mere mening ved standardiserede produkter af lav værdi, som sælges i store mængder. Det kan også være vigtigt, hvor lang levetid et produkt har. Jo længere et produkts levetid er, des mindre sandsynligt er det, at de fremtidige omkostninger spiller ind på designovervejelserne i dag

-konsekvenser for konkurrencesituationen: Kommissionen har inden for de seneste år vedtaget tre beslutninger om virksomheder, som er tilsluttet ordningen "det grønne punkt" [56], på grund af betænkeligheder ved den praktiske gennemførelse af ordninger om producentansvar. Gennemførelsen af direktiverne om skrotbiler og affald fra elektrisk og elektronisk udstyr kan tænkes at give anledning til flere sager. Dette forhold understreges også i en ny rapport til den svenske regering, hvori det bemærkes, at "det obligatoriske producentansvar har medført ... monopoltendenser..." [57]. Producentansvarsordningernes gavnlige eller skadelige virkninger for konkurrencen bør derfor vægtes højt i fremtidige diskussioner som led i denne temastrategi [58].

[56] Se Kommissionens beslutning 2001/463/EF af 20. april 2001 om en procedure i henhold til EF-traktatens artikel 82 (EFT L 166 af 21.6.2001, s. 1), Kommissionens beslutning 2001/837/EF af 17. september 2001 om en procedure i henhold til EF-traktatens artikel 81 og EØS-aftalens artikel 53 (EFT L 319 af 4.12.2001, s. 1) vedrørende DSD-sagen og Kommissionens beslutning 2001/663/EF af 15. juni 2001 om en procedure efter EF-traktatens artikel 81 og EØS-aftalens artikel 53 (OJ L 233, 31.8.2001, p. 37) i sagen om Eco-Emballages.

[57] SOU, 2001: Resurs i retur - Slutrapport från utredningen för översyn av producentansvaret, SOU 2001:102, Stockholm: Statens Offentliga Utredningar, s. 32.

[58] En general drøftelse heraf kan ses i H. Vedder, 2002: Competition Law, Environmental Policy and Producer Responsibility, Amsterdam: Centrum voor Milieurecht, Universiteit van Amsterdam.

Endelig er det efter Kommissionens opfattelse direktivet om emballage og emballageaffald, som først skal tages under behandling ud fra denne synsvinkel. I modsætning til de nyere direktiver om skrotbiler og affald fra elektrisk og elektronisk udstyr indeholder dette direktiv ikke nogen forpligtelse til at indføre producentansvar (se også afsnit 3.1.). Da de fleste medlemsstater har gennemført direktivet via en eller anden form for producentansvar, er det rimeligt at spørge, om der ikke bør gennemføres en EU-harmonisering på området. På den anden side vil en harmonisering også medføre omkostninger til at ændre de eksisterende systemer, som hidtil har fungeret uden problemer. Resultaterne af denne debat kan medtages i den rapport, som Europa-Parlamentet og Rådet har anmodet om som led i den igangværende revision af emballagedirektivet.

Princippet om producentansvar kan også tages med i revisionen af direktiv 91/157/EØF af 18. marts 1991 om batterier og akkumulatorer, der indeholder farlige stoffer, [59] som flere medlemsstater har gennemført via producentansvarsordninger [60]. I fremtiden bliver der måske gennemført tiltag med særligt sigte på andre affaldskilder, når debatten om strategien er afsluttet.

[59] Rådets direktiv 91/157/EØF af 18. marts 1991 om batterier og akkumulatorer, der indeholder farlige stoffer, EFT L 78 af 26.3.1991, s. 38.

[60] F.eks. det belgiske BEBAT-system ( http://www.bebat.be/ ).

Uagtet alle ovennævnte gode egenskaber ved producentansvar er der efter Kommissionens mening grænser for, hvor det bør anvendes. Det er f.eks. ikke alle affaldskilder, der egner sig til denne metode. Hvis affaldstyper af ringe omfang skal gribes an via producentansvar, kan det blive yderst bekosteligt (både hvad angår lovgivning, administration og finansiering) og give et forholdsvis begrænset miljøafkast. Denne temastrategi bør derfor i høj grad være med til at tydeliggøre, under hvilke omstændigheder det er hensigtsmæssigt at anvende producentansvar, ud fra en vurdering af de eksisterende ordninger og det analysearbejde, der gennemføres på nationalt og internationalt plan.

Det første spørgsmål, der skal tages stilling til, er hvordan man bedst kan kombinere de mere overordnede gældende værktøjer såsom økonomiske instrumenter med eksisterende lovgivning baseret på producentansvar for at nå frem en mere fornuftig ressource-, affalds- og genanvendelsespolitik. Det skal tilstræbes at opnå flere miljøfordele med mindre indgribende lov- og administrationskrav. Navnlig i forbindelse med producentansvar vil Kommissionen gerne have kommentarer om fordele og ulemper ved sådanne ordninger, idéer til forbedringer af eksisterende systemer og tilkendegivelser af, hvilke affaldskilder der bør være omfattet af producentansvar. Der modtages også gerne kommentarer om, hvilke centrale særkender de producentansvarssystemer, der opstilles på EU-plan, bør udvise for på én gang at sikre både effektiviteten og økonomien i de administrative ressourcer, som skal afsættes på EU- og medlemsstatsplan.

5.3.3. Omsættelige certifikater

I sjette miljøhandlingsprograms artikel 3 efterlyses en analyse af miljøeffektiviteten af omsættelige miljøtilladelser (også kendt som omsættelige certifikater) som et generisk instrument med henblik på at fremme og implementere brugen heraf, hvor dette er muligt. Omsættelige certifikater er ofte blevet brugt som led i landenes miljøpolitik [61]. Men de er et forholdsvis nyt begreb inden for affaldshåndteringen [62]. I EU har kun Det Forenede Kongerige brugt dem i større omfang, navnlig som led i gennemførelsen af direktiv 94/62/EF om emballage og emballageaffald. Det Forenede Kongerige er også ved at indføre et system med omsættelige certifikater, som skal få lokalmyndighederne til at deponere mindre bionedbrydeligt byaffald [63]. Endelig har Europa-Kommissionen tidligere analyseret muligheden for at anvende omsættelige certifikater til at gennemføre EU-lovgivningen vedrørende affaldshåndtering [64].

[61] En gennemgang heraf findes i OECD, 1999: Implementing Domestic Tradable Permits for Environmental Protection, Paris: Organisationen for Økonomisk Samarbejde og Udvikling.

[62] Se OECD, 2001: New areas for application of tradable permits: Solid waste management, Paris: Organisationen for Økonomisk Samarbejde og Udvikling.

[63] Se http://www.defra.gov.uk/environment/waste/ strategy/cm4693/index.htm, kapitel 5. Der er offentliggjort et høringsoplæg på adressen http://www.defra.gov.uk/environment/ consult/tradeperm/pdf/tradable.pdf

[64] Se ERM, 1999: Tradable certificates for recycling of waste electrical and electronic equipment (WEEE), Bruxelles: Europa-Kommissionen.

Ud fra en økonomisk betragtning er der generelt god opbakning til omsættelige certifikater som det mest omkostningseffektive middel til at føre miljømålsætninger ud i livet [65]. Certifikaterne giver desuden på lang sigt et tydeligt prissignal, som flytter investeringsmidler over på nye teknologier [66]. Omsættelige certifikater kunne også bruges til at gennemføre resultatmål for genanvendelse på EU-plan, f.eks. som led i en producentansvarsordning. Dermed kunne virksomhederne opfylde deres forpligtelser ved at købe certifikater såvel nationalt som i andre lande, enten på det frie marked eller via nyttiggørelsesorganisationer. Det kunne være en måde at skabe et incitament til særskilt indsamling og nyttiggørelse af mere affald med færre omkostninger ved at skabe konkurrence mellem de forskellige nyttiggørelsesorganisationer og andre aktører, som beskæftiger sig med nyttiggørelse.

[65] Se f.eks. Pearce, David W. and Turner, R. Kerry, Economics of Natural Resources and the Environment, Baltimore: Johns Hopkins University Press, især kapitel 8.

[66] Se f.eks. Egenhofer, C. and Legge, T., 2002: Greenhouse Gas Emissions in Europe, Conditions for Environmental Credibility and Economic Efficiency, CEPS Task Force Report No. 43, Bruxelles: Centre for European Policy Studies.

Et system med omsættelige certifikater er i princippet muligt og omkostningseffektivt i denne sammenhæng, men der er en række praktiske aspekter, som skal afklares, inden det kan gennemføres. Det gælder bl.a. ordningens anvendelsesområde og spørgsmålet om, hvordan nyttiggørelsesforpligtelserne skal fordeles. De