人類健康與人類環境之間的關係從遠古時代就得到了認可。 這一醫學原則可以追溯到希波克拉底，他教導他的學生“注意空氣、水和地方”，如果他們試圖了解患者健康和疾病的來源（Lloyd 1983）。

這種關於人類健康與環境之間聯繫的古老觀點一直存在。 社會對這種聯繫的接受程度受到三個因素的影響：對人體科學認識的發展； 提高治愈個別疾病的能力； 以及並行的科學、宗教和文化概念的演變。

在工業革命期間，環境因素作為整個人群健康或疾病的原因受到了越來越多的關注。 在環境科學和確定因果關係和評估風險的技術的發展的幫助下，這一趨勢一直持續到今天。

正是在工作場所，健康與環境之間的因果關係首次被明確確立。 也是在工作場所，人們首先感受到了工業流程多樣化導致的污染物數量和種類增加的後果。 然而，這些污染物不能僅限於職業環境。 一旦釋放，它們的路徑可能變得難以追踪或追踪，但它不可避免地會在自然界結束：環境毒素存在於即使是最偏遠環境的土壤、水和空氣中​​。 反過來，人類健康又受到自然環境污染的影響，無論是地方、國家還是跨界污染。 連同導致世界範圍內自然資源枯竭的其他類型的環境退化，這使環境條件與公共衛生之間的相互作用具有全球性。

不可避免的結論是，工作環境的質量和自然環境的質量密不可分。 只有同時解決這兩個問題，才能持久解決其中任何一個問題。

環境法：達到目的的手段

制定維護和改善自然環境和工作環境的政策是成功進行環境管理的先決條件。 然而，政策除非得到實施，否則仍然是一紙空文。 這種實施只有通過將政策原則轉化為法律規則才能實現。 從這個角度來看，法律是為政策服務的，通過適當的立法賦予政策具體性和一定程度的永久性。

反過來，立法是一個框架結構，只有在實施和執行時才有用。 實施和執行取決於它們發生的政治和社會背景； 如果他們得不到公眾的支持，他們很可能仍然效率低下。

因此，環境立法的製定、實施和執行在很大程度上取決於對這些規則所針對的那些人制定的規則的理解和接受——因此向廣大公眾傳播環境信息和知識的重要性，以及特定的目標群體。

環境法的作用：預防和治療

與在許多其他領域一樣，法律在環境領域的作用是雙重的：首先，創造有利於控製或預防對環境或人類健康的損害的規則和條件； 其次，為儘管有這些規則和條件而造成損害的情況提供補救措施。

通過指揮技術預防

土地使用管制

土地使用規制是環境法的重要組成部分，是控制和引導土地開發和自然資源利用的前提。 問題通常是特定環境是否可以用於另一種用途，據了解，不使用也是一種土地使用。

土地使用控制允許將人類活動選址在最適合（或破壞性最小）的地方，並使預期的活動受到限制。 這兩個目標通常通過建立事先授權的要求來實現。

事先授權

事先授權是任何形式的許可（例如執照、許可）的通用術語，在開展某些活動之前必須從監管機構獲得許可。

第一步是依法確定哪些私營和公共部門活動需要事先獲得授權。 有幾種可能的方法並且並不相互排斥：

來源控制. 當一類環境危害源可以明確識別時，通常需要事先獲得授權（例如，所有類別的工業設施和機動車輛）。

物質管制. 當特定物質或物質類別被確定為對環境具有潛在危害時，這些物質的使用或釋放可能需要事先獲得授權。

以媒體為導向的控制和綜合污染控制. 面向媒體的控制措施旨在保護環境的特定組成部分（空氣、水、土壤）。 這種控制可能導致環境危害從一種媒介轉移到另一種媒介，因此無法降低（甚至可能增加）環境危害的總體程度。 這導致了協調的事先授權系統的發展，在授予一個單一的、包羅萬象的授權之前，要考慮來自一個來源和所有接受媒介的所有污染。

環境標準

環境標準是可由法律直接規定或作為獲得授權的條件間接規定的最大允許限值。 這些限制可能與環境危害的影響或原因有關：

• 效果相關標準是以目標為基線的標準。 他們包括： 
• (1) 生物標準，(2) 暴露標準和 (3) 環境質量標準。
• 因果關係標準是以可能造成環境危害的原因為基準的標準。 它們包括：(1) 排放標準，(2) 產品標準和 (3) 過程或操作標準。

各種因素，包括污染物的性質、接收介質和技術發展水平，決定了哪種類型的標準最合適。 其他考慮因素也起著重要作用：標準制定提供了一種手段，可以在特定時間點特定地點的環境理想與實現特定環境目標的社會經濟可行性之間取得平衡。

不用說，標準越嚴格，生產成本就越高。 因此，一個國家內或國家之間不同地點的不同標准在確定競爭性市場優勢或劣勢方面起著重要作用，並可能構成非關稅貿易壁壘——因此需要在區域或全球層面尋求協調。

通過獎勵和抑制措施進行預防

自願接受的控制可用作側翼措施或作為指揮技術的替代方法。 它們通常包括設定推薦的（而不是強制性的）值，以及提供實現這些值的經濟激勵或抑制措施。

激勵措施（例如，加速折舊津貼、稅收優惠、補貼）的目的是獎勵並因此產生特定的環境友好行為或活動。 因此，與其試圖通過大棒達到一定的排放水平，不如提供具有經濟效益的胡蘿蔔。

抑制措施（例如，費用，如排污費或排放費、稅收或徵稅）的目的是誘導環保行為，以避免支付相關費用。

還有其他方法可以促使人們遵守建議的價值觀，例如，通過創建生態標籤獎勵計劃，或提供營銷優勢，讓消費者對環境問題更加敏感。

這些所謂的自願方法通常被稱為“合法”控制的替代方案，忘記了激勵和抑制措施也必須由法律規定！

通過制裁或補救措施治愈

監管機構實施的製裁

在環境管理措施可能由監管機構規定的情況下（例如，通過事先授權機制），法律制度通常也賦予該機構執法權。 有多種技術可供使用，從實施經濟制裁（例如每天）直到遵守要求，再到以收件人為代價執行所需措施（例如，建立過濾器），最後關閉不遵守行政規定等的設施

每個法律制度都規定了這些措施可能受到適用對象質疑的方式。 同樣重要的是為其他利益相關方（例如，代表公共利益的非政府組織）提供質疑監管機構決定的可能性。 在後一種情況下，不僅主管部門的行為應該有資格受到質疑，而且其主管部門的行為也應該受到質疑。 in行動。

刑事制裁

規定某種環境規範或行為的立法通常表明無視既定規則，無論是有意還是無意，都構成犯罪，並決定了適用於每個案件的刑事制裁類型。 刑事制裁可能是金錢（罰款），或者在嚴重的情況下，可能需要監禁，或兩者兼而有之。 對環境違法行為的刑事制裁取決於每個國家的刑法制度。 因此，制裁通常參照特定國家的刑法主體（例如刑法典）實施，其中可能還包括有關環境犯罪的一章。 行政部門或受害方可觸發刑事制裁。

許多國家的立法因未能將某些環境不當行為定為刑事犯罪，或對環境違法行為的處罰過於輕而受到批評。 人們經常觀察到，如果制裁的數額小於將環境管理措施內部化的成本，肇事者可能會故意選擇受到刑事制裁的風險，特別是如果這種制裁可能只是罰款。 當存在執法缺陷時尤其如此——也就是說，當環境規範的執法鬆懈或寬鬆時，這種情況經常發生。

損害賠償責任

適用於損害賠償責任的每個法律體系的規則自然也適用於健康和環境損害。 這通常意味著只有當損害被證明是由一個或多個始發者的過錯直接造成時，才應以實物或實物形式進行賠償。

在環境領域，應用這些原則困難重重，並導致頒布了 自成一格 越來越多國家的環境責任法。 這使得規定無過錯責任成為可能，因此允許獨立於造成損害的情況進行賠償。 然而，在這種情況下，通常會設定一定的金額上限，以允許有資格獲得保險，這也可能是法律強制規定的。

這些特殊制度還試圖在環境破壞的情況下更好地提供補救 本身 （與經濟損害相對的生態損害），只要損害的性質允許，通常需要將環境恢復到原狀。 在這種情況下，只有在無法恢復的情況下才需要進行金錢賠償。

獲得補救措施

並非每個人都可以採取行動產生製裁或獲得補救措施。 傳統上，這些可能僅由行政部門或直接受特定情況影響的自然人或法人觸發。 在環境受到影響的情況下，這通常是不夠的，因為許多環境破壞與人類個人利益沒有直接關係。 因此，法律制度必須賦予公共利益的“代表”起訴行政部門不作為或不作為的權利，或者起訴個人或企業違法或破壞環境的權利。 實現這一目標的方式有多種： 法律制度可能會規定集體訴訟或公民訴訟等。為維護公共利益而不僅僅是維護專有利益而提起訴訟的權利是現代環境立法中最重要的要素之一。

結論

良好的環境立法是在自然環境和工作環境中實現和保持理想質量水平的先決條件。

什麼是“好的”環境立法，可能很難定義。 一些人希望看到命令和控制方法的衰落，取而代之的是更溫和的煽動技術，但在實踐中，沒有標準的公式來決定法律的成分應該是什麼。 然而，重要的是使立法與有關國家的具體情況相關，使現有的原則、方法和技術適應每個國家的需要、能力和法律傳統。

在大量發展中國家和經濟轉型國家尋求為自己配備“良好的”環境立法，或修改已有立法的時候，情況尤其如此。 然而，在努力實現這一目標的過程中，在特定的法律、經濟和社會背景下（通常是工業化國家的背景下）取得成功的立法，仍然經常被作為典範引入其完全不適合的國家和法律制度。

因此，“具體化”立法也許是實現有效環境立法目標的最重要因素。

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圍繞 1992 年 1972 月在里約熱內盧舉行的聯合國環境與發展會議 (UNCED) 的宣傳證實了全球環境對全球變暖和生物多樣性喪失等問題的關注在世界政治議程中佔據中心位置. 事實上，在 1992 年斯德哥爾摩人類環境會議和 1974 年聯合國環境與發展會議之間的 1974 年裡，不僅在地方和全球範圍內人們對人類活動對環境造成的威脅的認識大大提高，而且管理環境問題的國際法律文書數量大量增加。 （有大量的環境條約集：例如，參見 Burhenne 1974a、1992b、1991c；Hohmann 1992；Molitor XNUMX。當代的定性評估參見 Sand XNUMX。）

人們會記得，國際法（由 1945 年《國際法院規約》定義）的兩個主要來源是國際公約和國際習慣法（《規約》第 38 條第 1 款）。 國際習慣法源於國家實踐，隨著時間的推移不斷重複，相信它代表了法律義務。 儘管新的習慣規則有可能相對迅速地出現，但全球環境問題意識進入國際政治議程的速度意味著習慣法在法律演變過程中往往排在條約或約定法之後。規範。 儘管某些基本原則，例如公平利用共享資源（Lac Lanoux 仲裁，1957 年）或不允許從事破壞鄰國環境的活動的義務（Trail Smelter 仲裁，1939 年、1941 年），可以歸因於來自習慣法的司法判決法律、條約無疑是國際社會對管制威脅環境的活動的需要作出反應的主要方法。 國際環境監管的另一個重要方面是“軟法”的發展：為未來行動制定指導方針或必要條件的非約束性文書，或者國家通過這些文書在政治上承諾實現某些目標。 這些軟法律文書有時會發展成為正式的法律文書或與具有約束力的文書相關聯，例如，通過公約締約方的決定。 （關於軟法在國際環境法中的重要性，參見 Freestone 1994。）以上引用的許多國際環境法文件集都包括軟法文書。

本文將簡要概述主要的國際環境公約。 儘管這種審查不可避免地集中在主要的全球公約上，但也應牢記重要且不斷增長的區域和雙邊協定網絡。 （對於整個國際環境法的系統闡述，請參見 Kiss 和 Shelton 1991；Birnie 和 Boyle 1992。另請參見 Churchill 和 Freestone 1991。）

前斯德哥爾摩

在 1972 年斯德哥爾摩會議之前，大多數環境公約都與野生動物保護有關。 只有非常早期的鳥類保護公約具有歷史意義（例如，1902 年保護對農業有用的鳥類公約；進一步參見 Lyster 1985）。 從長遠來看，更重要的是一般性的自然保護公約，儘管 1946 年的華盛頓捕鯨管理公約（及其 1956 年的議定書）在這一時期尤其值得注意——隨著時間的推移，它當然已經將重點從開發轉向保護。 保護方面的一項開創性公約是 1968 年在阿爾及爾召開的《非洲自然和自然資源保護公約》，儘管它採用了全面和創新的保護方法，但它犯了許多其他公約的錯誤，即沒有建立行政結構來監督其監督。 同樣值得注意且更為成功的是 1971 年關於國際重要濕地特別是水禽棲息地的拉姆薩爾公約，該公約在成員國領土內建立了濕地保護區網絡。

這一時期其他值得注意的發展是第一個全球石油污染公約。 1954 年《防止海洋石油污染國際公約》（OILPOL）（1962 年和 1969 年修訂）通過制定海上石油運輸監管框架開闢了新天地，但第一批公約規定了緊急行動和油污損害賠償直接針對世界第一起重大油輪事故——利比里亞油輪失事而製定 托里峽谷 1967 年在英格蘭西南部海岸外。1969 年《關於在公海發生油污損害時進行干預的國際公約》授權領海以外的沿海國家及其夥伴採取緊急行動，即 1969 年《國際油污民事責任公約》 Damage 和 1971 年關於建立國際油污損害賠償基金的布魯塞爾國際公約為油輪船東和經營者提出的賠償要求提供了基礎，並輔之以國際賠償基金。 （還要注意重要的行業自願補償計劃，例如 TOVALOP 和 CRISTAL；進一步參見 Abecassis 和 Jarashow 1985。）

從斯德哥爾摩到里約

從 1972 年到 1992 年，國際環境法文書的數量和種類都出現了驚人的增長。 這項活動的大部分直接歸功於斯德哥爾摩會議。 著名的會議宣言（1972 年聯合國人類環境會議宣言）不僅規定了某些原則，其中大部分是 德萊格·費倫達 （即，他們陳述了法律應該是什麼，而不是它本來是什麼），但它還制定了 109 點環境行動計劃和建議聯合國在機構和財政方面實施的決議。 這些建議的結果是根據聯合國大會決議（UNGA 1972）成立了聯合國環境規劃署（UNEP），最終總部設在內羅畢。 環境署直接負責贊助一些重要的全球環境條約和製定重要的區域海洋方案，這導致形成了一個由大約八個保護海洋環境的區域框架公約組成的網絡，每個公約都制定了議定書以滿足地區的特殊要求。 許多新的區域計劃仍在醞釀之中。

為了概述這一時期制定的大量環境公約，將它們分為若干組：自然保護； 保護海洋環境； 跨界環境影響的監管。

保護自然和自然資源

這一時期在全球和區域層面締結了許多自然保護條約。 在全球層面，特別值得注意的是 1972 年聯合國教科文組織《保護世界文化和自然遺產公約》、1973 年《華盛頓瀕危物種國際貿易公約》和 1979 年《保護野生動物遷徙物種波恩公約》 . 在區域層面，大量條約包括 1974 年北歐環境保護公約、1976 年南太平洋自然保護公約（阿皮亞公約，1974 年在 Burhenne a）和 1979 年伯爾尼歐洲保護公約野生動物和自然棲息地（歐洲條約叢書）。 另請注意關於保護野生鳥類的 1979 EC 指令 79/409（OJ 1979），現在由關於保護自然棲息地和野生動植物群的指令 92/43（OJ 1992）修正和補充，1979 年公約Vicuna 的保護和管理以及 1985 年東盟自然和自然資源保護協定（轉載於 Kiss 和 Shelton，1991 年）。 （還值得注意的是與南極有關的條約——任何國家管轄範圍之外的全球公域：1980 年《堪培拉南極海洋生物資源保護公約》、1988 年《南極礦產資源活動管制惠靈頓公約》和1991 年在馬德里簽署的南極環境保護條約議定書。）

保護海洋環境

1973 年，第三次聯合國海洋法會議（UNCLOS III）的談判開始。 九年的《聯合國海洋法公約》談判以 1982 年的《蒙特哥貝海洋法公約》(LOSC) 告終，該公約第十二部分包括一個管理海洋環境問題的總體框架，包括船舶和陸上污染源和傾倒，以及規定有關保護海洋環境的某些一般職責。

在更詳細的層面上，國際海事組織 (IMO) 負責制定兩項主要的全球公約：1972 年《防止傾倒廢物及其他物質造成海洋污染的倫敦公約》和 1973 年《防止傾倒廢物及其他物質造成海洋污染的國際公約》船舶污染，經 1978 年修訂（MARPOL 1973/78），以及與石油洩漏有關的第三項公約，即 1990 年的國際石油污染防備、響應和合作公約，建立了全球合作和援助法律框架，以應對重大漏油。 （其他主要不是環境但相關的海事公約包括 1972 年國際海上避碰規則公約 (COLREG)；1974 年國際海上人命安全公約 (SOLAS)；1976 年國際勞工組織商船公約（最低標準）公約（第 147 號）和 1978 年海員培訓、發證和值班標準公約）。

1972 年的倫敦公約採用了現在已成為通用的方法，列出了不能傾倒在海洋中的物質（附件 I）； 附件二列出了只有獲得許可才能傾倒的物質。 監管結構要求籤署國對在其港口裝載的任何船隻或在世界任何地方懸掛其國旗的船隻執行這些義務，該監管結構已逐步收緊其製度，以至於各方現在已經有效地結束了工業廢物的海洋傾倒。 1973/78 MARPOL 公約取代了 1954 年 OILPOL 公約（上文），並為包括油輪在內的各種船舶的污染提供了主要監管制度。 MARPOL 要求船旗國對所有受控物質的“作業排放”實施控制。 MARPOL 制度於 1978 年進行了修訂，以便逐步將其製度擴展到五個附件中包含的不同形式的船舶污染源。 所有附件現已生效，涵蓋油類（附件 I）、有毒液體物質（附件 II）、包裝廢物（附件 III）、污水（附件 IV）和垃圾（附件 V）。 在雙方商定的特殊區域內執行更嚴格的標準。

在區域層面，環境署區域海洋方案提供了一個廣泛但不全面的海洋保護條約網絡，涵蓋：地中海（保護地中海免受污染公約，巴塞羅那，16 年 1976 月 1976 日；2 年的議定書（ 1980), 1982 和 24); 海灣（科威特保護海洋環境免受污染區域合作公約，科威特，1978 年 1978 月 1989 日；1990 年、23 年和 1981 年的議定書）； 西非（西非和中非區域海洋和沿海環境保護和開發合作公約（阿比讓，1981 年 12 月 1981 日），以及 1981 年議定書）； 東南太平洋（保護東南太平洋海洋環境和沿海地區公約（利馬，1983 年 2 月 1989 日）；14 年、1982 年 (1982) 和 24 年的議定書）； 紅海（保護紅海和亞丁灣環境區域公約（吉達，1983 年 1983 月 1990 日）；21 年議定書）； 加勒比地區（保護和開發大加勒比地區海洋環境公約，（卡塔赫納，1985 年 2 月 1985 日）；24 年和 1986 年的議定書）； 東非（東非地區海洋和沿海環境的保護、管理和開發公約（內羅畢，2 年 1986 月 1987 日）；XNUMX 年的 XNUMX 個議定書）； 和南太平洋（南太平洋地區自然資源和環境保護公約，（努美阿，XNUMX 年 XNUMX 月 XNUMX 日）；XNUMX 年的 XNUMX 項議定書）——另外還有大約 XNUMX 項處於不同規劃階段。 （有關上述所有公約及其議定書的文本，以及製定計劃的詳細信息，請參閱 Sand XNUMX。）這些條約由涵蓋廣泛問題的議定書補充，包括陸上污染源的監管、海洋傾倒、海上石油鑽井平台（和退役）造成的污染、特別保護區和野生動物保護。

在 UNEP 框架之外制定了其他區域制度，特別是在東北大西洋，那里高度綜合的區域文書網絡涵蓋了海洋傾倒的監管（1972 年《防止船舶和飛機傾倒造成海洋污染的奧斯陸公約》； 1983 年和 1989 年），陸源污染（1974 年防止陸源海洋污染巴黎公約；1986 年議定書），石油污染監測與合作（1983 年波恩合作處理海洋污染協定） North Sea by Oil and other Harmful Substances: Amending Decision 1989），檢查船舶安全和保護海洋環境（1982 年巴黎諒解備忘錄關於港口國控制實施海上安全和海洋環境保護協定，以及作為自然保護和漁業。（一般參見 Freestone 和 IJlstra 1991。另請注意新的 1992 巴黎修道院保護東北大西洋海洋環境的離子，它將取代奧斯陸和巴黎公約； Hey, IJlstra 和 Nollkaemper 1993 中的文本和分析。）在波羅的海，最近修訂了 1974 年關於保護波羅的海地區海洋環境的赫爾辛基公約（有關 1992 年公約的文本和分析，請參見 Ehlers 1993）），以及為黑海地區製定的新公約（1992 年布加勒斯特保護黑海公約；另見 1993 年敖德薩保護黑海部長級宣言。）

跨境影響

《斯德哥爾摩宣言》第 21 條原則規定，各國“有責任確保在其管轄和控制下的活動不會對其他國家或國家管轄範圍以外地區的環境造成損害”。 儘管這一原則現在被廣泛認為已成為習慣國際法的一部分，但該原則 粗略地說 需要相當大的微調才能為此類活動的監管提供基礎。 為了解決這些問題，主要是為了應對廣為人知的危機，制定了國際公約來解決諸如遠距離越境空氣污染、臭氧層保護、核事故響應通知和合作、危險廢物越境轉移等問題和全球氣候變化。

遠程跨界空氣污染

1979 年的《日內瓦公約》（Convention on Long-Range Transboundary Air Pollution）首先解決了歐洲的遠距離空氣污染問題。 然而，這是一項框架公約，其謙虛表達的目標是“限制並儘可能逐步減少和防止空氣污染，包括遠距離跨界污染”。 特定物質排放管制方面的實質性進展只是隨著議定書的製定而取得的，現在有四個：1984 年日內瓦議定書（關於長期監測和評估合作項目長期融資的日內瓦議定書- 歐洲空氣污染的範圍傳播）建立了空氣質量監測站網絡； 1985 年赫爾辛基議定書（關於減少硫排放）旨在到 30 年將硫排放減少 1993%； 1988 年索非亞議定書（關於控制氮氧化物或其越境通量的排放），現已被 1994 年奧斯陸第二硫磺議定書取代，規定到 1987 年將國家氮氧化物排放量凍結在 1994 年的水平； 和 1991 年的日內瓦議定書（關於控制揮發性有機化合物或其越境通量的排放）為減少揮發性有機化合物和通量的排放提供了一系列選擇。

核事故的跨界影響

1986 年切爾諾貝利事故後，世界開始關注核事故的跨界影響，但在此之前，之前的公約已經解決了一些與核裝置風險相關的問題，包括 1961 年的第三方責任公約核能領域（1960 年）和維也納核損害民事責任公約（1963 年）。 還要注意 1963 年禁止在大氣層、外層空間和水下進行核武器試驗的條約。 1980 年《關於核材料實物保護的維也納公約》試圖制定保護核材料免受包括恐怖主義在內的多種威脅的標準。 切爾諾貝利事故發生後，1986 年又商定了兩項公約，關於及早通報事故（維也納公約及早通報核事故）和發生此類事故時的國際合作（維也納公約核事故或輻射緊急情況）。

保護臭氧層

1985 年《保護臭氧層維也納公約》規定各方“根據其可支配的手段和能力”承擔以下一般義務：

a) 通過系統觀察、研究和信息交流進行合作，以便更好地了解和評估人類活動對臭氧層的影響以及臭氧層改變對人類健康和環境的影響； (b) 採取適當的立法或行政措施，並合作協調適當的政策，以控制、限制、減少或防止在其管轄或控制下的人類活動，如果發現這些活動已經或可能會因修改或可能產生不利影響臭氧層的改變； (c) 合作制定執行公約的議定措施、程序和標準，以期通過議定書和附件； (d) 與主管國際機構合作，有效實施它們加入的公約和議定書。

1987 年《關於消耗臭氧層物質的蒙特利爾議定書》對《維也納公約》進行了補充，該議定書本身由 1990 年的倫敦會議和最近的 1992 年 2 月的哥本哈根會議進行了調整和修正。該議定書第 1,1,1 條要求締約方對消耗臭氧層的化學品，即氟氯化碳、哈龍、其他全鹵化氟氯化碳、四氯化碳和 XNUMX-三氯乙烷（甲基氯仿）。

第 5 條規定某些發展中國家可免除排放限制，“以滿足（他們的）國內基本需求”長達 5 年，但須遵守第 2(3)(5)條規定的某些附帶條件。 該議定書還為根據第 10 條要求豁免的發展中國家締約方提供技術和財務合作。商定了一個多邊基金，以協助這些締約方研究和履行其義務（第 1992 條）。 1991 年 5 月在哥本哈根，根據 1994 年臭氧消耗科學評估，該評估發現中緯度和高緯度兩個半球臭氧減少的新證據，商定了一些新措施，當然，上述一般制度； 發展中國家仍有可能根據第 1996 條延遲。 要求所有締約方到 1996 年停止使用哈龍，到 90 年停止使用 CFC、HBFC、四氯化碳和甲基氯仿。到 2015 年應凍結 HCFC 的使用，到 2030 年減少 1995%，到 1991 年消除。甲基溴，仍用作一種水果和穀物防腐劑，受到自願控制。 締約方同意“盡一切努力”到 2000 年將其使用凍結在 2060 年的水平。 總體目標是到 XNUMX 年穩定大氣中的氯負荷，然後到 XNUMX 年左右將其降至臨界水平以下。

危險廢物的越境轉移

在發生了一系列臭名昭著的事件後，從發達國家運送的危險廢物在發展中國家處於不受控制和危險的條件下，危險廢物的越境轉移成為 1989 年《控制越境轉移巴塞爾公約》的國際監管主題危險廢物及其處置（另見 Kummer 1992）。 本公約的前提是在此類廢物的移動發生之前，各國必須事先知情同意。 然而，非洲統一組織的 1991 年《關於禁止向非洲進口和控制危險廢物在非洲境內越境轉移和管理的巴馬科公約》比這更進一步，該公約尋求完全禁止向非洲進口危險廢物.

跨境背景下的環境影響評估 (EIA)

1991 年《越境環境影響評估埃斯波公約》確立了睦鄰關係框架。 它擴展了 EIA 的概念，迄今為止完全在國家規劃法律和程序的背景下發展，以發展項目和相關程序和決定的跨界影響。

1992 年和後里約公約

里約聯合國環境與發展會議促使或恰逢大量新的全球和區域環境公約，以及《里約環境與發展宣言》中關於未來的重要原則宣言。 除了在里約締結的兩項公約——氣候變化框架公約和生物多樣性公約——1992 年簽署的新環境公約包括那些規范國際水道使用以及工業事故跨界影響的公約。 在區域層面，1992 年簽署了《保護和利用波羅的海地區赫爾辛基公約》（埃勒斯 1993 年的文本和分析）和《保護黑海免受污染布加勒斯特公約》。 另請注意 1993 年關於保護黑海的部長級宣言，該宣言提倡採取預防性和整體性方法，以及保護東北大西洋海洋環境的巴黎公約（Hey、IJlstra 和 Nollkaemper 1993 年的文本和分析） .

聯合國氣候變化框架公約（UNFCCC）

UNFCCC 於 1992 年 155 月由約 1985 個國家在里約熱內盧簽署，大致仿照 XNUMX 年的《維也納公約》。 顧名思義，它提供了一個框架，在這個框架內，將通過詳細的協議來協商更詳細的義務。 公約的基本目標是實現

將大氣中的溫室氣體濃度穩定在一個水平，以防止對氣候系統造成危險的人為乾擾......在一個足以讓生態系統自然適應氣候變化的時間框架內，以確保糧食生產不受威脅並能夠經濟發展要以可持續的方式進行。 (第二條)

第 4 條對所有締約方規定了兩項主要職責：(a) 制定、定期更新、公佈和提供所有溫室氣體的人為源排放量和匯清除量的國家清單，使用可比較的（尚未商定的） ) 方法； (b) 制定、實施、公佈並定期更新國家和區域措施方案，通過解決所有溫室氣體的人為源排放量和匯清除量來減緩氣候變化，以及促進充分適應氣候變化的措施。 此外，發達國家締約方同意一些一般義務，這些義務將通過更詳細的協議具體化。

例如，承擔技術開發的推廣和合作； 控制、防止或減少溫室氣體的人為排放； 促進可持續發展，保護和加強彙和水庫，包括生物質、森林、海洋和其他陸地、沿海和海洋生態系統； 通過制定綜合沿海區管理、水資源和農業計劃以及受洪水影響地區的保護和恢復計劃，合作適應氣候變化的影響； 促進和合作交流與氣候、氣候變化和應對戰略相關的科學、技術、社會經濟和法律信息； 並在相關教育、培訓和公眾意識方面促進和合作。

生物多樣性公約

1992 年在里約熱內盧舉行的環發會議也批准了《生物多樣性公約》，其目標是保護生物多樣性、可持續利用其組成部分以及公平和公正地分享因利用遺傳資源而產生的惠益（第 1 條）（有關有用的評論，請參見 Boyle 1993）。 與 UNFCCC 一樣，該公約也將得到議定書的補充，但它確立了關於保護和可持續利用自然資源、識別和監測生物多樣性的一般義務， 現場 異地 保護、研究和培訓以及公眾教育和意識以及可能影響生物多樣性的活動的環境影響評估。 還有關於獲取遺傳資源、獲取和轉讓包括生物技術在內的相關技術以及國際信息交流與合作的一般規定。

國際水道使用條例

1992 年《關於保護和使用跨界水道和國際湖泊的赫爾辛基公約》旨在為沿岸國之間的聯合監測和評估、共同研發和信息交流建立合作框架。 它通過適當的管理技術（包括環境影響評估和應急計劃）以及通過採用低廢或無廢技術和減少來自點源和擴散源的污染。

工業事故的跨界影響

同樣於 1992 年 1991 月在赫爾辛基簽署的《工業事故跨界影響公約》涵蓋了對可能產生跨界影響的工業事故的預防、準備和應對。 主要義務是與其他各方合作和交換信息。 十三個附件的詳細系統建立了識別具有跨界影響的危險活動的系統，用於開發具有跨界維度的環境影響評估（根據 XNUMX 年埃斯波公約，上文）以決定潛在危險活動的選址。 它還為公眾和其他各方提供應急準備和獲取信息的途徑。

結論

正如這篇簡短的回顧應該表明的那樣，在過去的二十年裡，國際社會對環境保護和管理的態度發生了重大變化。 這種變化的一部分是處理環境問題的國際文書的數量和範圍大幅增加。 大量的文書與新的原則和製度相匹配。 污染者付費原則、預防原則（Churchill 和 Freestone 1991；Freestone 和 Hey 1996）和對子孫後代權利的關注（Kiss，in Freestone 和 Hey 1996）都反映在上述國際公約中。 聯合國環境規劃署和條約秘書處的作用是服務和監督數量迅速增加的條約制度，這導致評論員認為國際環境法，例如國際人權法，已經成為一個新的獨立分支國際法 (Freestone 1994)。 UNCED 在這方面發揮了重要作用，它制定了一個主要議程——其中大部分仍未完成。 仍然需要詳細的協議來為氣候變化公約的框架增添實質內容，而且可以說，也需要為生物多樣性公約增添實質內容。 由於擔心公海捕魚對環境的影響，聯合國於 1995 年締結了《跨界魚類種群和高度洄游魚類種群協定》。1995 年還舉行了另一次聯合國陸基海洋污染源會議——現已達成一致造成超過 70% 的海洋污染。 世界貿易的環境層面以及森林砍伐和荒漠化也是未來需要在全球範圍內解決的問題，同時不斷提高我們對人類活動對世界生態系統影響的認識。 新出現的國際環境法面臨的挑戰不僅僅是通過增加環境文書的數量來應對，還在於提高其影響力和有效性。

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用作本文標題的術語“環境影響評估”現在已越來越多地但並非普遍地被術語“環境評估”所取代。 快速回顧一下更改名稱的原因將有助於我們定義這些名稱所描述的活動的本質，以及反對或不願使用影響一詞背後的重要因素之一。

1970 年，《國家環境政策法》(NEPA) 成為美國的法律，為聯邦政府確立了環境政策目標，重點是在決策制定時需要考慮環境因素。 當然，制定政策目標很容易，但實現起來就更難了。 為確保該法案“有效”，立法者納入了一項規定，要求聯邦政府為任何“可能顯著影響人類環境質量”的擬議行動準備一份“環境影響報告”(EIS)。 在決定是否應啟動擬議的行動之前，將考慮該文件的內容。 為準備 EIS 所做的工作被稱為環境影響評估 (EIA)，因為它涉及識別、預測和評估擬議的聯邦行動的影響。

不幸的是，英語中的“影響”一詞並不是一個正面的詞。 影響被認為是有害的（幾乎根據定義）。 因此，隨著環境影響評估的實踐從美國傳播到加拿大、歐洲、東南亞和澳大拉西亞，許多政府及其顧問希望擺脫影響的負面影響，因此誕生了環境評估 (EA) 一詞。 EIA 和 EA 完全相同（除了美國和少數採用美國製度的國家，EIA 和 EA 具有精確和不同的含義）。 在本文中將僅提及 EIA，但應記住所有評論同樣適用於 EA，並且這兩個術語在國際上都在使用。

除了影響這個詞的使用，環境影響評估的應用環境（特別是在美國和加拿大）也對環境影響評估的看法產生了影響，這在政治家、政府高級官員中是（在某些情況下仍然是）普遍的官員以及私營和公共部門的“開發商”。 在美國和加拿大，土地利用規劃薄弱，EIS 或 EIA 報告的編制經常被利益相關方“劫持”，幾乎成為規劃活動。 這鼓勵製作大量、多卷的文件，這些文件製作起來既費時又昂貴，當然，幾乎不可能閱讀和採取行動！ 有時，項目在所有這些活動進行時被推遲，給支持者和投資者帶來刺激和財務成本。

此外，在其運作的前五到六年中，NEPA 引發了許多法庭案件，在這些案件中，項目反對者能夠以技術和有時程序為由質疑 EIS 的充分性。 同樣，這導致許多項目延誤。 然而，隨著經驗的積累和指引的出台更加明確和嚴格，訴諸法院的案件數量明顯下降。

不幸的是，這些經歷的綜合影響給許多外部觀察者留下了明顯的印象，即環境影響評估是一項用心良苦的活動，但不幸的是，它出了問題，結果更多地成為發展的障礙而不是幫助。 對於許多人來說，對於自我放縱的發達國家來說，這似乎是一種適當的活動，如果不是完全必要的話，但對於工業化國家來說，這是一種他們負擔不起的昂貴奢侈品。

儘管在某些地方出現了不良反應，但事實證明，環境影響評估在全球範圍內的傳播勢不可擋。 從 1970 年的美國開始，EIA 擴展到加拿大、澳大利亞和歐洲。 許多發展中國家——例如菲律賓、印度尼西亞和泰國——在許多西歐國家之前引入了環境影響評估程序。 有趣的是，世界銀行等各種開發銀行是將 EIA 引入其決策系統的最慢組織之一。 事實上，直到 1980 年代末和 1990 年代初，銀行和雙邊援助機構才可以說趕上了世界其他地區。 沒有跡象表明將環境影響評價法律法規引入國家決策系統的速度正在放緩。 事實上，自 1992 年在里約熱內盧舉行的“地球峰會”以來，隨著國際機構和國家政府試圖滿足在里約提出的有關可持續發展需求的建議，環境影響評估得到越來越多的使用。

什麼是環評？

我們如何解釋 EIA 的日益普及？ 它能為政府、私營和公共部門開發商、工人、他們的家人和他們居住的社區做些什麼？

在進行環境影響評估之前，高速公路、水力發電大壩、港口和工業設施等開發項目是根據技術、經濟，當然還有政治基礎進行評估的。 這些項目有一定的經濟和社會目標要實現，參與頒發許可證、執照或其他類型授權的決策者有興趣了解這些項目是否會實現這些目標（將那些出於政治目的而構思和建造的項目放在一邊，例如作為聲望）。 這需要進行經濟研究（通常是成本效益分析）和技術調查。 不幸的是，這些研究沒有考慮到環境影響，而且隨著時間的推移，越來越多的人開始意識到此類開發項目對環境造成的破壞越來越大。 在許多情況下，意外的環境和社會影響導致了經濟成本； 例如，非洲的卡里巴大壩（位於贊比亞和津巴布韋之間的邊界）導致許多村莊重新安置到不適合人們從事傳統農業的地區。 安置區糧食短缺，政府不得不啟動緊急糧食供應行動。 其他意想不到的“附加”成本以及環境破壞的例子使人們越來越認識到，傳統的項目評估技術需要一個額外的維度來減少意外和不受歡迎的影響的可能性。

政府、非政府組織 (NGO) 和公眾對重大開發項目可能產生的意外經濟損失的認識不斷提高，與此同時，全球對環境重要性的認識也在同步增長。 尤其是，人們關注的重點是人口增長和隨之而來的經濟活動擴張的影響，以及這種增長是否可能受到環境制約。 人們越來越認識到全球生物地球化學和其他過程對於保持清潔的空氣和水以及食物和木材等可再生資源的重要性。 因此，許多人相信，環境不能再被視為被動和永無止境的貨物交付者和人類廢物的接收者。 它必須被視為發展過程的積極組成部分，如果處理不當，可能會降低實現發展目標的機會。 這種認識導致了一些程序或實踐的開發和實施，通過考慮環境可能受到損害或改善的程度，將環境納入開發過程。 一種這樣的程序是環境影響評估。 總體目標是降低風險——對於一般智人，尤其是當地群體——環境破壞將導致危及生命的後果，如飢荒和洪水。

基本上，EIA 是一種在決定實施之前識別、預測和評估擬議的發展行動及其替代方案的環境影響的方法。 其目的是將環境影響評估納入標準、預可行性、可行性、評估和設計活動中，這些活動旨在測試提案是否符合其目標。 通過在進行這些研究的同時進行環境影響評估工作，應該可以及早識別重大的不利影響（以及那些有益的影響）並儘可能“設計出”有害影響。 此外，可以提高收益。 任何環境影響評估的結果都應該是一項在其位置、設計和建造或運營方法方面“環境友好”的建議，前提是其環境影響是可以接受的，並且任何環境惡化都不太可能造成困難。 因此，EIA 是一種預防工具，醫學提供了一個恰當的類比。 在社區醫學領域，預防疾病比治療疾病更好，而且經濟上也更便宜。 在開發過程中，盡量減少環境破壞（同時仍能實現經濟目標）比在破壞發生後資助昂貴的清理或恢復行動更好。

環評申請

EIA 適用於哪些類型的開發活動？ 沒有標准或正確答案。 每個國家決定接受環境影響評估的活動的類型和規模； 例如，在一個熱帶小島上擬議的 10 公里公路可能會造成重大影響，但在一個人口密度低的半乾旱大國修建一條類似的公路可能對環境沒有影響。 在所有國家，EIA 都根據國家標準應用於“物理”開發項目； 在一些國家，環境影響評估也適用於可能造成重大環境影響的發展計劃、方案和政策（例如能源供應部門發展方案和國家發展計劃）。 將 EIA 應用於此類行為的國家包括美國、荷蘭和中國。 然而，這些國家是正常做法的例外。 大多數環境影響評估都是為實體開發項目準備的，但毫無疑問，“戰略”環境影響評估在未來會變得越來越重要。

環境影響評估分析了哪些影響？ 這同樣因國家/地區而異，但程度低於受環境影響評估的擬議活動類型的情況。 通常給出的答案是“環境”影響，對此不可避免的反應很可能是“是的，但什麼是‘環境’？” 通常，大多數 EIA 都關註生物物理環境，即對以下因素的影響：

• 水質和水量
• 空氣質量
• 生態系統和生態過程
• 噪音水平。

在某些情況下，不考慮其他影響。 然而，將 EIA 限制在生物物理影響上的局限性受到質疑，並且越來越多的 EIA 以廣泛的環境概念為基礎，並在適當的時候包括對以下方面的影響：

• 當地社區（“社會”影響）
• 地方經濟
• 健康和安全
• 風景
• 文化資源（考古或歷史遺址、對當地社區具有精神意義的環境特徵等）。

有兩個原因有助於解釋“環境”影響的更廣泛定義。 首先，人們發現，考慮提案對生物物理環境的影響，同時忽視對當地社區和居民的社會、健康和經濟影響，在社會和政治上是不可接受的。 這個問題在發達國家一直很突出，特別是那些土地利用規劃體系薄弱的國家，社會和經濟目標被納入其中。

在發展中國家，這個因素也存在，並且有一個額外的補充解釋。 與發達國家的情況相比，發展中國家的大多數人口與環境的直接關係在許多方面更密切、更複雜。 這意味著當地社區及其成員與環境互動的方式可能會因環境、社會和經濟影響而改變。 例如，在貧困地區，一個大型的新項目（如 2,400 兆瓦的發電站）將引入新的勞動力來源和社會基礎設施（學校、診所），以提供所需的大量勞動力。 基本上，注入當地經濟的收入使電站所在地成為貧困海中的繁榮之島。 這吸引了窮人到該地區尋找工作和使用新設施來提高他們的生活水平。 並非所有人都會成功。 不成功的人會嘗試為受僱者提供服務，例如提供木柴或木炭。 這將造成環境壓力，通常是在遠離發電站的地方。 除了直接受僱於站址的工人及其家屬的湧入造成的影響之外，還會發生此類影響。 因此，項目的主要誘發社會效應——移民——會導致環境影響。 如果不分析這些社會經濟影響，那麼 EIS 將面臨無法實現其主要目標之一的危險，即識別、預測、評估和減輕生物物理環境影響。

幾乎所有與項目相關的環境影響評估都關注外部環境，即場地邊界以外的環境。 這反映了環評的歷史。 如上所述，它起源於發達國家。 這些國家有強有力的職業健康保護法律框架，EIA 將重點放在內部、工作環境和外部環境上是不合適的，因為這會造成重複勞動和濫用稀缺資源。

在許多發展中國家，相反的情況往往是現實。 在這種情況下，環境影響評估，尤其是工業設施，考慮對內部環境的影響似乎是合適的。 考慮內部空氣質量和噪音水平變化等影響的主要重點是工人的健康。 這裡還有兩個重要的方面。 首先，在貧窮國家，因疾病、受傷或死亡而失去養家糊口的人會迫使家庭的其他成員開採自然資源以維持收入水平。 如果許多家庭受到影響，那麼累積影響可能會在當地產生重大影響。 其次，家庭成員的健康會直接受到工人衣服上帶入家中的化學物質的影響。 因此，內部環境和外部環境之間存在直接聯繫。 將內部環境納入 EIA 在 EIA 文獻中很少受到關注，並且由於其在 EIA 法律、法規和指南中的缺席而引人注目。 然而，如果當地情況合適，沒有任何邏輯或實際理由說明環境影響評估不應處理工人健康的重要問題以及工人身心健康惡化可能產生的外部影響。

環境影響評估的成本和收益

反對環評或持中立態度的人最常提出的問題可能是成本問題。 EIS 的準備需要時間和資源，而這最終意味著金錢。 因此，重要的是要考慮 EIA 的經濟方面。

將環境影響評估程序引入一個國家的主要成本落在項目投資者或支持者以及中央或地方政府（取決於程序的性質）上。 幾乎在所有國家/地區，項目投資者或支持者都會為其項目支付 EIA 準備費用。 同樣，部門投資戰略和區域發展計劃的發起者（通常是政府機構）為其環境影響評估付費。 來自發達國家和發展中國家的證據表明，準備 EIS 的成本佔項目資本成本的 0.1% 至 1%。 如果考慮 EIS 中建議的緩解措施，這一比例可能會增加。 成本取決於推薦的緩解類型。 顯然，以維持其生活水平的方式重新安置 5,000 個家庭是一項成本相對較高的工作。 在這種情況下，EIS 和緩解措施的成本可能會上升到資本成本的 15% 到 20%。 在其他情況下，它可能在 1% 到 5% 之間。 這些數字可能看起來過高，表明環境影響評估是一種財政負擔。 毫無疑問，環評是要花錢的，但根據筆者的經驗，還沒有哪個大項目因為環評準備的成本而中止，只有少數項目因為必要的緩解措施成本而變得不經濟。

環境影響評估程序還給中央或地方政府增加了成本，這些成本來自員工和其他資源，這些資源需要用於管理系統以及處理和審查 EIS。 同樣，成本取決於程序的性質以及每年產生多少 EIS。 作者不知道有任何計算試圖提供此費用的平均數字。

回到我們的醫學類比，疾病的預防需要大量的前期投資，以確保未來和可能長期分散的人口健康利益，EIA 也不例外。 可以從支持者以及政府和更廣泛社會的角度來檢查經濟利益。 支持者可以通過多種方式受益：

• 防止延誤獲得授權
• 確定涉及廢物流成分回收和回收的緩解措施
• 創造更清潔的工作環境
• 確定更便宜的替代品。

並非所有這些都適用於所有情況，但考慮支持者可以節省的方式是有用的。

在所有國家/地區，在實施和運營項目之前都需要各種許可、許可和授權。 授權程序需要時間，如果有人反對項目並且不存在可以識別、考慮和調查問題的正式機制，則可以延長授權程序。 毫無疑問，被動的民眾將所有發展視為不可避免的經濟和社會進步的標誌的時代即將結束。 所有項目都受到越來越多的地方、國家和國際審查——例如，印度持續反對 Sardar Sarovar (Narmada) 水壩綜合體。

在這種情況下，EIA 提供了一種機制來解決公眾關注的問題，如果不是消除的話。 發達國家（如英國）的研究表明，EIA 有可能減少延遲獲得授權的可能性——時間就是金錢！ 事實上，英國天然氣公司在 1970 世紀 XNUMX 年代後期的一項研究表明，與沒有進行 EIA 的類似項目相比，通過 EIA 獲得授權所需的平均時間更短。

已經提到了緩解的附加成本，但值得考慮相反的情況。 對於產生一種或多種廢物流的設施，EIA 可以確定通過使用回收或再循環過程減少廢物負荷的緩解措施。 在前一種情況下，從廢物流中回收成分可能使支持者能夠出售它（如果有市場）並支付回收過程的成本，甚至賺取利潤。 水等元素的回收可以減少消耗，從而降低原材料投入的支出。

如果環境影響評估的重點是內部環境，那麼工作條件應該比沒有環境影響評估的情況要好。 一個更清潔、更安全的工作場所可以減少員工的不滿、疾病和缺勤。 總體效果可能是生產力更高的勞動力，這對支持者或運營商來說也是一種經濟利益。

最後，僅使用技術和經濟標準選擇的首選方案實際上可能不是最佳選擇。 在博茨瓦納，在將水運往哈博羅內（首都）之前，已經選擇了一個地點來儲存水。 實施了環境影響評估，並且在環境影響評估工作的早期發現，環境影響將是非常不利的。 在調查工作期間，EIA 團隊確定了一個替代地點，他們獲准將其包括在 EIA 中。 備選地點比較表明，第二種選擇對環境的影響要小得多。 技術和經濟研究表明，該場地符合技術和經濟標準。 事實上，發現第二個地點可以滿足最初的開發目標，同時對環境的破壞較小，建造成本降低 50%（IUCN 和博茨瓦納共和國政府，日期不詳）。 毫不奇怪，第二種選擇已經實施，這不僅有利於支持者（半國營組織），也有利於博茨瓦納的整個納稅人口。 此類示例可能並不常見，但確實表明 EIA 工作提供了“測試”各種開發選項的機會。

EIA 程序的主要好處分散在社會的各個組成部分，例如政府、社區和個人。 通過防止不可接受的環境惡化，EIA 有助於維持所有人類生活和活動所依賴的基本“生命過程”。 這是一個長期的、分散的利益。 在特定情況下，環境影響評估可以避免局部環境破壞，而這種破壞需要日後採取補救措施（通常是昂貴的）。 補救措施的費用通常由地方或中央政府承擔，而不是由造成損害的設施的支持者或運營商承擔。

最近發生的事件，特別是自里約“地球峰會”以來，正在慢慢改變發展活動的目標。 直到最近，發展的目標還是改善特定地區的經濟和社會條件。 越來越多地，“可持續性”標准或目標的實現在傳統的目標層次結構中佔據中心位置（仍然相關）。 將可持續性作為一個重要的（如果還不是主要的）目標引入開發過程，將對 EIA 所遭受的關於“工作與環境”的無結果辯論的未來存在產生深遠的影響。 當環境處於發展過程的外部並向內看時，這場辯論具有​​一定的意義。現在環境正成為中心，辯論的中心是將工作和健康環境以可持續的方式聯繫起來的機制。 作為推動和實現可持續發展的重要機制之一，EIA 仍然可以做出重要且不斷擴大的貢獻。

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為子孫後代保護環境的需要使得不僅有必要討論新出現的環境問題，而且有必要在確定具有成本效益和無害環境的戰略來解決這些問題並採取行動來執行因以下問題而產生的措施方面取得進展。這樣的討論。 有充分的證據表明，改善環境狀況以及製定維持環境的政策必須在這一代人和後代人中佔據更大的優先地位。 雖然政府、環保團體、工業界、學術界和公眾普遍持有這種信念，但對於如何在不犧牲當前經濟利益的情況下改善環境條件存在相當大的爭論。 此外，環境保護已成為一個具有重大政治意義的問題，確保生態穩定已被推到許多政治議程的首位。

過去和現在保護環境的努力在很大程度上都以單一問題方法為特徵。 每個問題都已根據具體情況進行了處理。 對於容易識別的排放點源污染造成的問題，這是減少環境影響的有效途徑。 今天，情況更加複雜。 現在很多污染來自大量的面源，這些面源很容易從一個國家轉移到另一個國家。 此外，我們每個人都通過我們的日常生活方式對這種總的環境污染負荷做出貢獻。 不同的非點源很難識別，它們相互作用影響環境的方式也不為人所知。

越來越多的更複雜和全球性的環境問題很可能對社會的多個部門採取補救行動產生重大影響。 為了能夠在環境保護方面發揮作用，必須將健全和普遍的政策作為一種額外的、多問題的方法，由參與這一過程的所有參與者——科學家、工會、非政府組織、公司和國家和政府層面的權威機構以及媒體。 因此，重要的是協調所有部門利益領域的環境目標，以便獲得必要的互動和對提議的解決方案的回應。 對於改善環境質量的最終目標，可能會有一致的看法。 然而，同樣有可能對實現這些目標所需的速度、手段和時間存在分歧。

環境保護已成為工業和商業部門越來越重要的戰略問題，無論是在工廠選址方面還是在工藝和產品的技術性能方面。 工業家越來越有興趣能夠全面地審視其運營對環境的影響。 隨著與產品相關的環境問題日益重要，立法不再是唯一的衡量因素。 無害環境產品開發和環境友好或“綠色”產品的概念正在被生產者和消費者廣泛接受。

確實，這對行業來說是一個巨大的挑戰； 然而，在產品設計之初往往不會考慮環境標準，而此時最容易避免不利影響。 直到最近，大多數環境影響都是通過末端控制和工藝設計而不是產品設計來減少的。 因此，許多公司花費太多時間來解決問題而不是預防問題。 然而，需要做大量工作來開發一種合適且被接受的方法，將環境影響納入各個生產階段和工業活動——從原材料獲取和製造到產品使用和最終處置。

處理所有這些新的複雜問題的唯一已知概念似乎是解決問題的生命週期方法。 生命週期評估 (LCA) 已被廣泛認為是未來的環境管理工具，因為與產品相關的問題在公眾辯論中扮演著更重要的角色。 儘管 LCA 有望成為清潔生產戰略和環境設計計劃的寶貴工具，但該概念相對較新，需要進一步完善才能被接受為無害環境工藝和產品開發的通用工具。

生命週期評估的業務框架

商業部門環境保護的必要新方法，從整體上審視產品和服務，必須與共同的、系統的和結構化的方法的發展聯繫起來，這樣才能做出相關的決定並確定優先事項。 這種方法必須具有靈活性和可擴展性，以涵蓋行業中的各種決策情況以及隨著科技進步而產生的新輸入。 然而，它應該基於一些基本原則和問題，例如：問題識別、補救措施調查、成本/收益分析以及最終評估和評估（圖 1）。

圖 1. 在工業環境保護措施決策中確定優先順序的連續步驟概要

問題識別應突出不同類型的環境問題及其原因。 這些判斷是多方面的，考慮了各種背景條件。 工作環境與外部環境之間確實存在著密切的關係。 因此，保護環境的目標應包括兩個方面：最大限度地減少各種人類活動對外部環境造成的負擔，以及在規劃良好且安全的工作環境方面促進員工福利。

對潛在補救措施的調查應包括所有可用的實用替代方案，以最大限度地減少污染物排放和不可再生自然資源的使用。 如果可能的話，應該描述技術解決方案，給出它們在減少資源使用和污染負荷方面以及貨幣方面的預期價值。 成本/收益分析的目的是通過從產品規格和要滿足的要求、經濟可行性和生態效率的角度比較不同的補救措施確定的方法來產生優先列表。 然而，經驗表明，在尋求以貨幣形式表達環境資產時，往往會遇到很大的困難。

評估和評估階段應被視為確定優先級程序的一個組成部分，以便為最終判斷建議的補救措施的效率提供必要的輸入。 在實施或強制執行的任何措施之後持續進行評估和評估將為優化產品決策的環境優先策略的一般決策模型提供額外的反饋。 當環境優先事項可能成為新流程或產品未來規劃程序中同等重要的部分時，這種模型的戰略價值可能會在行業中增加。 由於 LCA 是一種用於識別環境釋放和評估由過程、產品或活動引起的相關影響的工具，它可能會成為工業界尋找實用且用戶友好的環境無害決策模型的主要工具產品開發。

生命週期評估的概念

LCA 的概念是評估與從地球上最初收集原材料到所有殘留物返回地球的任何給定活動相關的環境影響。 因此，這個概念通常被稱為“從搖籃到墳墓”的評估。 雖然進行生命週期研究的做法自 1970 世紀 1992 年代初就已存在，但很少有全面的嘗試以一種有助於理解整個過程、基本數據要求、固有假設和可能性的方式來描述整個過程實際使用該方法。 然而，自 1992 年以來，已經發表了一些報告，重點是從理論角度描述 LCA 的各個部分（Heijungs 1992；Vigon 等人 1993；Keoleian 和 Menerey 1993；加拿大標準協會 1993；環境毒理學和化學協會1996). 一些實用指南和手冊已經出版，從產品設計者的具體觀點出發，在無害環境的產品開發中實際使用完整的 LCA（Ryding XNUMX）。

LCA 被定義為一個客觀過程，通過識別和量化使用和釋放到環境中的能源和材料來評估與過程、產品、活動或服務系統相關的環境負擔，以評估這些能源和材料使用的影響和排放到環境中，並評估和實施影響環境改善的機會。 評估包括過程、產品、活動或服務系統的整個生命週期，包括原材料的提取和加工、製造、運輸和分配、使用、再利用、維護、回收和最終處置。

進行 LCA 的主要目標是提供盡可能完整的活動與環境相互作用的圖片，有助於理解人類活動的環境後果的整體和相互依賴的性質，並為決策者提供確定環境改善機會的信息。

LCA 方法框架是一個逐步計算練習，包括四個部分：目標定義和範圍界定、庫存分析、影響評估和解釋。 作為更廣泛方法的一個組成部分，這些組成部分都不能單獨描述為 LCA。 LCA 應該包括所有四個。 在許多情況下，生命週期研究側重於庫存分析，通常稱為 LCI（生命週期庫存）。

目標定義和範圍界定包括研究目的和系統的定義——其範圍、功能單元的定義（系統提供的性能度量）以及結果質量保證程序的建立。

在啟動 LCA 研究時，明確定義研究目標至關重要，最好是清楚明確地說明進行 LCA 的原因以及結果的預期用途。 一個關鍵的考慮因素是決定結果是否應該用於公司內部應用以改善工業過程或產品的環境績效，或者結果是否應該在外部使用，例如，影響公共政策或消費者購買選擇.

如果事先沒有為 LCA 研究設定明確的目標和目的，庫存分析和影響評估可能會過度，最終結果可能無法正確用於實際決策。 確定結果應側重於環境負荷、特定環境問題還是整體環境影響評估，將直接闡明是進行清單分析、分類/表徵還是評估（圖 2）。 重要的是使所有連續的 LCA 組件“可見”，以便任何用戶更容易選擇他們希望使用的複雜程度。

圖 2. 生命週期評估的目的和完整性

在清潔生產戰略、環境設計或無害環境產品開發的許多一般計劃中，主要目標通常是降低產品生命週期中的整體環境影響。 為了滿足這些要求，有時需要形成一種高度綜合的環境影響評估形式，這反過來又強調需要為評分系統確定一種普遍接受的評估方法，以權衡不同的環境影響。

LCA 的範圍定義了系統、邊界、數據要求、假設和限制。 範圍應該定義得足夠好，以確保分析的廣度和深度與既定目的和所有邊界兼容並足以解決，並且假設陳述清楚、易於理解和可見。 然而，由於 LCA 是一個迭代過程，在某些情況下，最好不要永久修復範圍中包含的所有方面。 建議使用敏感性和誤差分析，以便能夠連續測試和驗證 LCA 研究的目的和範圍與獲得的結果，以便進行更正和設置新的假設。

清單分析是一個客觀的、基於數據的過程，用於量化過程、產品、活動或服務系統整個生命週期中的能源和原材料需求、空氣排放、水性污水、固體廢物和其他環境排放（圖 3）。

圖 3. 生命週期清單分析中的逐步要素。

清單分析中輸入和輸出的計算是指系統定義的。 在許多情況下，處理操作會產生多個輸出，將這樣一個複雜的系統分解為一系列獨立的子過程非常重要，每個子過程都生產一個產品。 在建築材料的生產過程中，污染物排放發生在從原材料獲取到最終產品的每個子過程中。 整個生產過程可以用“過程樹”來說明，其中莖可以看作是物質和能量流動的主要鏈條，而分支可以說明子過程，而葉子可以表示污染物排放的具體數字等. 當加在一起時，這些子過程具有原始單一聯產品系統的總特徵。

為了估計清單分析中獲得的數據的準確性，建議進行敏感性和誤差分析。 因此，所有使用的數據都應該用相關信息“標記”，不僅是關於可靠性，還包括來源、起源等，以促進數據（所謂的元數據）的未來更新和完善。 使用敏感性和誤差分析將確定對 LCA 研究結果非常重要的關鍵數據，可能需要進一步努力提高其可靠性。

影響評估是一種技術、定性和/或定量過程，用於描述和評估清單組成部分中確定的環境負荷的影響。 評估應解決生態和人類健康方面的考慮，以及其他影響，例如棲息地改變和噪音污染。 影響評估部分可以分為三個連續的步驟——分類、特徵描述和估值——所有這些步驟都解釋了清單分析中確定的環境負擔在不同匯總水平上的影響（圖 4）。 分類是將清單分析歸為若干影響類別的步驟； 表徵是進行分析和量化的步驟，並且在可能的情況下，對給定影響類別內的影響進行匯總； 估價是對不同具體影響類別的數據進行加權的步驟，以便可以相互比較這些數據，以進一步解釋和匯總影響評估的數據。

圖 4. 影響評估部分連續數據匯總的概念框架

在分類步驟中，可以將影響歸為資源枯竭、生態健康和人類健康的一般保護區。 這些領域可以進一步劃分為特定的影響類別，最好側重於所涉及的環境過程，以允許與有關這些過程的當前科學知識相一致的觀點。

有多種表徵方法——將數據與未觀察到的影響濃度或環境標準相關聯，對暴露和影響進行建模並以特定地點的方式應用這些模型，或者對不同的影響類別使用等效因子。 另一種方法是將每個影響類別的匯總數據標準化為某些給定區域的實際影響程度，以提高不同影響類別的數據的可比性。

估值，旨在進一步匯總影響評估的數據，是可能引起最激烈爭論的 LCA 組成部分。 一些方法，通常被稱為決策理論技術，據稱有可能使估值成為一種理性、明確的方法。 估值原則可能依賴於科學、政治或社會判斷，目前有涵蓋所有三個方面的可用方法。 特別重要的是使用靈敏度和誤差分析。 由於數據的不確定性，敏感性分析能夠識別那些可能改變兩個過程或產品備選方案之間的最終優先級的選定評估標準。 誤差分析可用於指示一種替代產品比競爭產品對環境更有利的可能性。

許多人認為，估值必須主要基於有關社會價值觀和偏好的信息。 然而，目前還沒有人明確定義一種可靠且普遍接受的估值方法應滿足的具體要求。 圖 5 列出了一些具有潛在價值的特定要求。 然而，應該明確強調的是，任何評估任何人類活動對環境影響“嚴重性”的評估體係都必須主要基於主觀價值判斷。 對於此類估值，可能無法建立在全球所有情況下都適用的標準。

圖 5. LCA 評估方法要滿足的建議要求列表

對結果的解釋是對在產品、過程或活動的整個生命週期中減少與能源和原材料使用以及廢物排放相關的環境負擔的需求和機會的系統評估。 這種評估可能包括定量和定性的改進措施，例如產品設計、原材料使用、工業加工、消費者需求和廢物管理方面的變化。

對結果的解釋是 LCA 的組成部分，在 LCA 中，確定和評估用於減少所研究的過程或產品的環境影響或負擔的選項。 它涉及流程和產品設計改進方案的識別、評估和選擇，即流程或產品的技術重新設計，以在實現預期功能和性能特徵的同時最大限度地減少相關的環境負擔。 重要的是要指導決策者了解背景數據中現有不確定性的影響以及用於實現結果的標準，以降低對所研究的過程和產品做出錯誤結論的風險。 同樣，需要進行敏感性和誤差分析以獲得 LCA 方法的可信度，因為它為決策者提供了有關 (1) 關鍵參數和假設的信息，可能需要進一步考慮和完善以加強結論，以及 ( 2) 工藝或產品替代方案之間總環境負荷計算差異的統計顯著性。

解釋組件已被確定為 LCA 中記錄最少的部分。 然而，作為學術界、諮詢公司和許多公司的綜合努力開展的一些大型 LCA 研究的初步結果都表明，從一般角度來看，產品造成的重大環境負擔似乎與產品使用有關（圖 6） . 因此，似乎存在以行業為動機的舉措通過產品開發最大限度地減少環境影響的潛力。

圖 6. 產品生命週期中主要環境負擔發生位置的一些一般經驗概述

一項基於 LCA（Ryding 1994）的環境友好型產品開發國際經驗研究表明，LCA 的一般應用前景似乎是：(1) 供公司內部使用，以形成為有關產品的長期戰略規劃提供指導的基礎設計，而且 (2) 在某種程度上供監管機構和當局使用，以適應社會規劃和決策的一般目的。 通過開發和使用有關受審查的特定活動的“上游”和“下游”環境影響的 LCA 信息，可以創建一個新的範例，用於在公司管理和監管政策制定中做出決策。

結論

有關人類對環境威脅的知識增長速度似乎快於我們解決這些威脅的能力。 因此，環境領域的決策通常必須在比其他領域存在更大不確定性的情況下做出。 此外，通常存在非常小的安全裕度。 目前的生態和技術知識並不總是足以提供一個完整的、萬無一失的保護環境的策略。 在採取行動之前，不可能完全了解對環境壓力的所有生態反應。 然而，缺乏完整的、無可辯駁的科學證據不應阻礙對污染減排計劃的決策和實施。 不可能等到所有生態問題都得到科學證實後再採取行動——這種延誤可能造成的損害可能是不可逆轉的。 因此，大多數問題的含義和範圍已經為人們所了解，足以證明採取行動是合理的，並且在許多情況下，手頭有足夠的知識可以針對大多數環境問題採取有效的補救措施。

生命週期評價為應對未來複雜的環境問題提供了一個新的概念。 然而，所有提出的問題都沒有捷徑或簡單的答案。 迅速採用整體方法來解決環境問題很可能會發現我們對需要處理的新方面的知識存在很多差距。 此外，可以使用的可用數據在許多情況下用於其他目的。 儘管困難重重，但沒有理由等到 LCA 好轉後再使用。 如果有人想用這樣的論據來證明不願進行 LCA 是正當的，那麼在目前的 LCA 概念中不難發現困難和不確定性。 人們必須決定是否值得在所有困難的情況下尋求一種針對環境方面的整體生命週期方法。 LCA用得越多，對它的結構、功能和適用性的了解就越多，這將是反饋以確保其不斷改進的最佳保證。

今天使用 LCA 可能更多的是意志和雄心的問題，而不是無可爭議的知識。 LCA 的整體理念應該是充分利用現有的科學和技術知識，並以智能和謙遜的方式利用結果。 這種方法很可能會獲得可信度。

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