面臨的挑戰

五大湖是加拿大和美國的共享資源（見圖 1）。 這五個大湖包含世界地表水的 18% 以上。 該流域居住著三分之一的加拿大人（約 8.5 萬）和九分之一的美國人（27.5 萬）。 該盆地是兩國的工業中心地帶——美國工業基地的五分之一和加拿大工業基地的二分之一。 五大湖流域周圍的經濟活動每年產生約 1 萬億美元的財富。 隨著時間的推移，不斷增加的人口和工業活動對湖泊造成了各種壓力，直到本世紀中葉兩國認識到需要採取一致行動保護五大湖。

圖 1. 五大湖流域：聖勞倫斯河

響應

自 1950 年代以來，兩國都制定了國內和雙邊計劃來解決嚴重的污染問題，並應對更微妙的水質問題。 由於這些行動，五大湖水域比本世紀中葉明顯清潔，重金屬和有機化學物質的含量減少，魚類和水鳥的污染物水平顯著下降。 加拿大和美國在恢復和保護五大湖方面取得的成功為雙邊資源管理合作提供了典範，但挑戰依然存在。

透視案例研究

然而，持久性有毒物質造成的威脅在本質上是長期的，它們的管理需要多媒體、全面的源頭方法。 為了實現從五大湖中徹底消除持久性有毒物質的長期目標，該流域的環境主管部門、行業和其他利益相關者面臨著制定新方法和計劃的挑戰。 本案例研究報告的目的是簡要總結加拿大的污染控制計劃和 1995 年取得的進展，並概述管理五大湖中持久性有毒物質的舉措。 此處不討論類似的美國倡議和計劃。 感興趣的讀者應聯繫位於芝加哥的美國環境保護署五大湖國家計劃辦公室，了解有關保護五大湖的聯邦和州計劃的信息。

1970 年代至 1980 年代

公認的在 1960 年代影響伊利湖的一個重大問題是養分富集或富營養化。 確定的雙邊行動需求促使加拿大和美國於 1972 年簽署了第一份大湖水質協議 (GLWQA)。該協議概述了減少主要來自洗衣洗滌劑和市政污水的磷負荷的減排目標。 為響應這一承諾，加拿大和安大略制定了控制點源的立法和計劃。 1972年至1987年間，加拿大和安大略省在五大湖流域的污水處理廠建設和升級改造投資超過2億美元。

圖 2. 工業減排進展

1972 年 GLWQA 還確定需要減少工業和其他來源（如洩漏）向湖泊中排放的有毒化學品。 在加拿大，1970 年代針對主要工業部門（紙漿和造紙、金屬採礦、石油精煉等）的常規污染物頒布的聯邦排放物（管道末端）法規提供了國家基線標準，而安大略省也制定了類似的排放物準則為包括五大湖在內的當地需求量身定制。 工業和市政當局為滿足這些聯邦和安大略省的排放要求而採取的行動產生了令人印象深刻的結果； 例如，從 70 年到 1975 年，從點源到伊利湖的磷負荷減少了 1989%，自 90 年代初以來，安大略七家煉油廠的常規污染物排放量減少了 1970%。 圖 2 顯示了紙漿和造紙以及鋼鐵行業類似的負荷減少趨勢。

到 1970 世紀 1978 年代中期，五大湖魚類和野生動物體內有毒化學物質濃度升高的證據、一些食魚鳥類的繁殖異常以及許多物種的種群數量下降都牽涉到持久性生物蓄積性有毒物質，這成為兩國保護的新重點努力。 加拿大和美國於 XNUMX 年簽署了第二份五大湖水質協議，其中兩國承諾“恢復和維護五大湖生態系統水域的化學、物理和生物完整性”。 一項關鍵挑戰是“禁止排放有毒物質並實質上消除任何或所有持久性有毒物質的排放”的政策。 呼籲實質上消除是必要的，因為持久性有毒化學物質可能會在食物鏈中集中和積累，對生態系統造成嚴重和不可逆轉的損害，而不持久的化學物質需要保持在低於立即造成傷害的水平。

除了對點源進行更嚴格的控制外，加拿大和安大略還制定和/或加強了對殺蟲劑、商業化學品、危險廢物和非點源污染（如垃圾場和焚化爐）的控制。 政府舉措變得更加以多媒體為導向，化學品“從生到死”或“責任關懷”的概念成為政府和行業的新環境管理理念。 聯邦害蟲控制產品法（DDT、艾氏劑、滅蟻靈、毒殺芬、氯丹）禁止使用多種持久性有毒殺蟲劑，環境污染物法用於 (1) 禁止持久性有毒物質（CFC、CFC、 PPB、PCB、PPT、滅蟻靈、鉛）和 (2) 以限制特定工業操作（汞、氯乙烯、石棉）的化學物質排放。

到 1980 年代初期，這些計劃和措施的結果以及美國的類似努力開始產生反彈的跡象。 五大湖沉積物、魚類和野生動物中的污染物水平在下降，環境的改善包括白頭海雕返回加拿大伊利湖岸、鸕鶿數量增加 200 倍、喬治亞灣魚鷹復甦和普通燕鷗在多倫多港區的重建——過去它們都受到持久性有毒物質水平的影響，它們的恢復說明了迄今為止這種方法的成功。

圖 3. 銀鷗卵中的滅蟻靈

到 1980 世紀 3 年代中期，魚類、野生動物和沈積物中某些持久性有毒物質濃度降低的趨勢趨於平穩（見圖 XNUMX 中的銀鷗卵中的滅蟻靈）。 科學家得出的結論是：

1. 雖然現有的水污染和污染物控制計劃很有幫助，但它們不足以進一步降低污染物濃度。
2. 需要針對持久性有毒物質的非點源採取額外措施，包括受污染的沉積物、污染物的遠程大氣輸入、廢棄的垃圾場等。
3. 一些污染物可以以微小的濃度存在於生態系統中，並可以在食物鏈中長期生物積累。
4. 處理持久性有毒物質的最有效和最有效的方法是從源頭上防止或消除它們的產生，而不是從根本上消除它們的釋放。

人們普遍認為，需要進一步加強和推廣通過對源頭應用零排放理念和大湖區水質管理的生態系統方法來實現環境中的虛擬消除。

為重申其對持久性有毒物質基本消除目標的承諾，加拿大和美國於 1978 年 1987 月通過一項議定書修訂了 1987 年協定（美國和加拿大，XNUMX 年）。 該議定書指定了五大湖周圍有益用途受損的關注區域，並要求為指定區域的點源和非點源製定和實施補救行動計劃 (RAP)。 該協議還規定，全湖管理計劃 (LAMP) 將用作解決全湖有益用途損害和協調控制影響每個五大湖的持久性有毒物質的主要框架。 此外，該議定書還包括新的附件，用於針對空氣傳播源、受污染的沉積物和傾倒場、外來物種的洩漏和控制制定計劃和措施。

1990s

隨著 1987 年協議的簽署，隨著對持久性有毒物質威脅的擔憂增加，五大湖兩岸的環境利益團體大力推動虛擬消除的目標。 根據 1909 年邊界水域條約成立的雙邊諮詢機構國際聯合委員會 (IJC) 也大力提倡虛擬消除方法。 IJC 兩國工作組在 1993 年推薦了虛擬消除戰略（見圖 4）。 到 1990 年代中期，IJC 和各方正試圖確定實施該戰略的過程，包括對社會經濟影響的考慮。

圖 4. 從五大湖中虛擬消除持久性有毒物質的決策過程

加拿大和安大略省政府採取了多種方式來控製或減少持久性有毒物質的釋放。 重要的計劃和舉措簡要總結如下。

加拿大環境保護法 (CEPA)

1989 年，加拿大環境部將其法律授權合併並精簡為單一法規。 CEPA 賦予聯邦政府在化學品整個生命週期內的全面權力（例如，信息收集、法規制定、執法）。 根據 CEPA，新物質通報條例規定了新化學品的篩選程序，因此無法充分控制的持久性有毒物質將被禁止在加拿大進口、製造或使用。 優先物質清單（PSL I）評估計劃的第一階段於 1994 年完成； 根據 CEPA 的定義，在評估的 25 種物質中有 44 種被發現有毒，並且根據戰略選擇流程 (SOP) 啟動了針對這些有毒化學品的管理策略的製定； 到 56 年，將在 PSL 計劃的第二階段提名和評估另外 2000 種優先物質。國家污染物排放清單 (NPRI) 於 1994 年實施，以強制符合報告標準的工業和其他設施每年報告其排放178 種特定物質向空氣、水和土地的排放及其在廢物中的轉移。 該清單以美國的有毒物質排放清單 (TRI) 為模型，為確定污染預防和減排計劃的優先順序提供了一個重要的數據庫。

加拿大-安大略協定 (COA)

1994 年，加拿大和安大略制定了協調行動的戰略框架，以恢復、保護和保存五大湖生態系統，重點是到 13 年減少 2000 種一級持久性有毒物質的使用、產生或釋放（加拿大和安大略 1994 年）。 COA 還針對 26 種優先有毒物質（II 級）的額外清單進行大幅削減。 針對一級物質，COA 將： (1) 確認五種禁用農藥（艾氏劑、滴滴涕、氯丹、滅蟻靈、毒殺芬）的零排放； (2)爭取90%的高放多氯聯苯退役，銷毀50%的存貯多氯聯苯，加快銷毀存貯的低放多氯聯苯； (3) 尋求將其餘七種一級物質（苯並 (a) 芘、六氯苯、烷基鉛、八氯苯乙烯、PCDD（二噁英）、PCDF（呋喃）和汞）的排放量減少 90%。

COA 方法是在可行的情況下尋求數量減少，並要求來源採用污染預防和其他手段來實現 COA 目標。 安大略聯邦工作人員已經啟動了 XNUMX 個項目，以減少/消除一級和二級物質。

有毒物質管理政策

認識到預防和預防方法的必要性，加拿大環境部於 1995 年 1995 月宣布了一項國家有毒物質管理政策，作為加拿大有效管理有毒物質的框架（加拿大環境部 5a）。 該政策採用雙軌方法（見圖 XNUMX），承認管理行動必須適應化學品的特性； 那是：

• 從環境中幾乎消除主要是人為的、持久性的、生物蓄積性的和有毒的物質（第一軌道）

• 對所有其他受關注物質實施全生命週期（從生到死）管理（軌道 II）。

圖 5. 有毒物質管理政策下管理目標的選擇

一套以科學為基礎的標準（Environment Canada 1995b）（見表 1）將用於將關注的物質分為兩個軌道。 如果為任一軌道確定的物質在現有計劃下未得到充分控制，則將在多方利益相關者戰略選擇流程下確定其他措施。 該政策與五大湖水質協議一致，將通過確定其最終環境目標來指導和製定一些國內計劃，但實現最終目標的方式和步伐將因化學品和來源而異。 此外，加拿大在持久性有毒物質問題上的立場也將在國際討論中以該政策為框架。

表 1. Track 1 有毒物質管理政策的物質選擇標準

氯行動計劃

1994 年 1994 月，加拿大環境部 (Environment Canada 1) 宣布了在有毒物質管理政策範圍內管理氯化物質的綜合方法。 該方法將通過一個由五部分組成的行動計劃來修剪氯使用樹，該計劃將 (2) 針對關鍵用途和產品採取行動，(3) 提高對氯及其對健康和環境影響的科學認識，(4 ) 詳細說明社會經濟影響，(5) 改善公眾獲取信息的機會，以及 (45) 促進針對氯化物質的國際行動。 近年來，加拿大的氯用量已經減少，例如自 1988 年以來紙漿和造紙行業減少了 XNUMX%。氯氣行動計劃的實施將加速這一減少趨勢。

五大湖污染防治倡議

五大湖流域已經實施了強有力的污染防治計劃。 自 1991 年 1995 月以來，加拿大環境部和安大略省環境與能源部一直與工業界和其他利益相關者合作制定和實施污染預防項目，這與廢物處理或產生後減少污染形成對比。 在 96/50 年，6 多個項目將涵蓋商業化學品、危險廢物管理、聯邦設施、工業、市政當局和蘇必利爾湖流域。 圖 15 概述了這些項目，它們分為兩大類：計劃整合或自願協議。 該圖還顯示了計劃與之前討論的其他計劃（NPRI、RAP、LAMP）的聯繫，以及與加拿大環境部在綠色技術和清潔流程以及培訓、信息和通信方面密切合作的一些機構。 汽車製造商最近開展了 2.24 個試點項目，從而減少或消除了克萊斯勒、福特和通用汽車在安大略省的汽車製造過程中產生的 XNUMX 萬公斤目標物質，污染防治項目可以產生令人矚目的成果。

圖 6. 五大湖污染防治

加速減少/消除有毒物質 (ARET)

ARET 是 1994 年發起的一項多方利益相關者合作倡議，旨在最終消除 14 種優先有毒物質，中期目標（到 2000 年）將 90 種危害較小的有毒物質減少/消除 50% 並減少排放量 (87%) （ARET 秘書處 1995）。 截至 1995 年，已有 200 多家公司和政府機構參與了這項自願倡議。 與 10,300 年基準年相比，他們共同減排了 1988 噸，並承諾到 8,500 年再減排 2000 噸。

雙邊和國際戰略

除了上述國內舉措外，加拿大和美國目前正在製定一項雙邊戰略，以協調機構行動並為五大湖流域的持久性有毒物質制定共同目標。 將採用類似於加拿大-安大略省 I 級和 II 級物質協議以及類似的美國清單的目標。 將製定和實施聯合項目，以促進信息交流和機構對多氯聯苯和汞等優先化學品的行動。 通過採取上述積極的虛擬消除方法，加拿大將能夠在促進針對持久性有毒物質的國際行動方面發揮領導作用。 1995 年 XNUMX 月，加拿大在溫哥華主辦了一次聯合國會議，將全球對話的重點放在持久性有機污染物 (POP) 上，並探索減少全球排放的污染預防方法。 加拿大還是聯合國歐洲經濟委員會 (UNECE) 工作組的共同主席，負責根據《遠距離越境空氣污染公約》制定持久性有機污染物議定書。

一個例子——二噁英和呋喃

十多年來，多氯二苯並二噁英和呋喃被認為是加拿大環境和五大湖區關注的一組持久性有毒物質。 表 2 總結了聯邦行動和迄今為止實現的排放減少，說明了導致這些有毒物質顯著減少的計劃和舉措的組合。 儘管取得了這些令人矚目的成果，但二噁英和呋喃仍將是有毒物質管理政策、氯氣行動計劃、加拿大安大略協議和上述兩國戰略的優先事項，因為實際上消除需要進一步減少。

表 2. 加拿大二噁英和呋喃排放量減少總結

CCME：加拿大環境部長理事會； CEPA：加拿大環境保護法； PCPA：害蟲控制產品法。

總結

自 1970 年代初以來，由於加拿大和美國政府和利益相關者採取的污染控制行動，五大湖的水質有了顯著改善。 本案例研究報告總結了加拿大在處理嚴重污染和常規污染物方面所做的努力和取得的成功。 它還概述了一種新方法（有毒物質管理政策、氯氣行動計劃、污染預防、自願行動、利益相關者協商等）的演變，以處理五大湖中持久性有毒物質的更為棘手的問題。 簡要描述了為實現虛擬消除目標而實施的綜合計劃（COA、NPRI、SOP、PSL 等）。 加拿大方法的詳細信息包含在列出的參考文獻中。

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預防、控制和補救

傳統上，解決污染的方法有三種：預防、控制和修復。 這些形成了一個層次結構，其中首要任務或選擇是預防，其次是控制措施，補救措施排在第三位。 減少污染可以指減少污染或減輕污染的任何手段； 實際上，它通常意味著控制。 儘管這三個想法的等級是根據偏好或優先級來劃分的，但在實踐中並不總是這樣：可能存在選擇一條路徑而不是另一條路徑的監管壓力； 一種戰略可能比另一種戰略成本低，或者補救措施可能是最緊迫的 - 例如，在發生重大洩漏或受污染場地污染物擴散危險的情況下。

防止污染

污染預防可以定義為首先避免產生污染物的一種或多種策略。 用 Barry Commoner 的話來說，“如果它不存在，它就不會造成污染。” 因此，如果一種使用造成污染的化學品被淘汰，則該污染物將“零排放”（或“零排放”）。 如果該化學品未被另一種化學品（替代品或替代品）替代，從而產生不同的污染物，則零排放更具說服力。

污染預防的一項核心戰略是禁止、消除或逐步淘汰（“淘汰”）特定化學品或化學品類別。 （或者，可以指定使用限制。）此類策略由國家政府以法律或法規的形式製定，較少由國際文書（公約或條約）或地方政府制定。

第二個戰略是減少污染，同樣是在預防而非控制的背景下。 如果減少使用導致污染的化學品，那麼結果幾乎總是會減少污染。 減少污染戰略在北美以減少有毒物質使用 (TUR) 計劃為例，在歐洲以“清潔技術計劃”為例。

與通常適用於政治管轄範圍內所有（相關）工作場所的禁令和逐步淘汰不同，污染減排計劃適用於特定工作場所或工作場所類別。 首先，這些通常是一定規模以上的工業製造（包括化學製造）工作場所，儘管可以普遍應用減少污染的原則——例如，礦山、發電廠、建築工地、辦公室、農業（關於化肥和農藥）和市政當局。 美國至少有兩個州（密歇根州和佛蒙特州）已經為同時也是工作場所的個別家庭制定了 TUR 計劃。

減少污染可以導致特定化學品的淘汰，從而實現與禁令和逐步淘汰相同的目標。 同樣，這將導致相關污染物的零排放，但消除特定化學品的要求不屬於污染減少計劃的一部分； 所規定的是一個通用程序，其中包含一系列靈活的指定方法。 消除特定化學品的要求是“規範標準”的一個例子。 制定通用計劃的要求是“績效標準”，因為它允許在實施模式上具有靈活性，儘管通用計劃的特定強制性目標（結果）會（令人困惑地）算作規範標準。 當他們必須選擇時，企業通常更喜歡性能而不是規格標準。

污染控制

污染控制措施不能消除污染； 他們所能做的就是減輕其對環境的影響。 控制措施是在“（廢水）管道的末端”制定的。 控制措施的有效性將取決於污染物和工業環境。 污染控制的主要方法（排名不分先後）是：

• 污染物的捕獲和隨後的儲存
• 過濾，通過網、過濾器和其他可滲透屏障（如焦炭）等物理方法從廢物流中去除氣載或水載污染物
• 沉澱，其中污染物被化學沉澱，然後以其轉化狀態被捕獲或通過物理方法（如靜電荷）被捕獲
• 銷毀 - 例如，焚燒或中和，將污染物以化學或生物的方式轉化為危害較小的物質
• 稀釋，即污染物被稀釋或沖洗，以減輕其對任何一種生物或生態系統的影響； 或集中以減輕處置的影響
• 蒸發或溶解——例如，將氣體溶解在水中
• 利用——例如，將污染物轉化為可能有用（但不一定毒性較低）的產品（例如將二氧化硫轉化為硫酸或使用固體廢物作為硬核或路基）
• 過程外回收（回收不是生產過程的組成部分）
• 介質轉換，即廢物流從一種介質（如空氣、土壤或水）轉移到另一種介質，其基本原理是介質轉換使污染物危害更小
• 狀態變化——基於新狀態危害較小的理由而改變為固態、液態或氣態。

污染整治

污染防治達不到要求的，就需要補救。 它也非常昂貴，成本並不總是由污染者承擔。 修復方式有：

污染場地的清理

Clean-up 具有常識性含義，例如當雇主被要求“清理他的行為”時，這可能意味著很多不同的事情。 在環境保護中，清理是一個技術術語，意思是一個分支或一種修復方式。 即使在該術語的這種限制使用範圍內，清理也可以指 (1) 從受污染場地清除污染物或 (2) 修復場地以使其恢復到其全部使用潛力。 同樣，清理有時僅指將污染物控制在一個地點、區域或水體中——例如，通過封蓋、密封或建造不透水的地板。

為取得成功，清理工作必須 100% 有效，並為工人、旁觀者和公眾提供充分保護。 進一步的考慮是清理材料、方法和技術是否不會造成進一步的危害。 雖然希望使用工程控制來保護清理工人，但幾乎總是需要適當的個人防護設備。 通常，從事修復工作的工人被歸類為危險廢物工人，儘管此類工作的某些方面由消防員和市政工人等承擔。

大量的物理、化學、生物和生物技術製劑和方法被用於污染場地的清理。

危險廢物處理

大多數危險（或有毒）廢物的處理現在由危險廢物工人在專門建造的設施中進行。 從環境的角度來看，危險廢物設施的有效性測試是它不產生非惰性或幾乎惰性的輸出，例如二氧化矽、不溶性無機化合物、不溶性和非腐蝕性爐渣、氣態氮或碳二氧化碳 - 雖然二氧化碳是一種“溫室氣體”，會導致氣候變化，從而進一步損害環境。

進一步的測試是該設施是節能的——即不浪費能源——並且盡可能地非能源密集型（即能源使用與處理的廢物量的比率盡可能低）。 一般的經驗法則（幸運的是這不是普遍法則）是污染（或廢物）減排策略越有效，消耗的能源就越多，根據可持續發展標準，這是另一種不利因素。

即使工人得到了適當的保護，也很容易看出危險廢物處理作為解決污染問題的一種方式的弊端。 污染預防方法可應用於處理過程的操作，但不能應用於主要“輸入”——待處理的廢物。 危險廢物處理設施處理廢物所需的能源通常至少與其產生過程中消耗的能源一樣多，而且總會有更多的廢物作為輸出物，無論是惰性的還是無毒的。

溢出和洩漏

同樣的考慮將適用於清理受污染場地時的化學品溢出和洩漏，清理的緊迫性會造成進一步的危害。 清理溢出物和洩漏物的工人幾乎都是應急人員。 根據污染物的規模和性質，洩漏和溢出可能會成為重大工業事故。

污染防治方式

定義和理念

污染預防的定義看似微不足道，但它很重要，因為污染預防的倡導者希望看到一種以控制方法為代價的專一和積極的預防策略，並避免整治。 他們說，污染防治的定義越嚴格，就越有可能成為一項切實可行的戰略。 相反，允許雇主定義該術語的範圍越廣，他們的活動就越有可能導致相同的舊（失敗）策略的混合。 雇主有時會回答說，即使有毒廢物也有市場價值，控制方法也有其用武之地，所以污染實際上只是潛在污染。 此外，零排放是不可能的，只會導致錯誤的期望和錯誤的策略。 污染防治的支持者回應說，除非我們將零排放作為目標或實踐理想，否則污染防治不會成功，環境保護也不會改善。

大多數關於污染預防的嚴格定義都將避免使用會產生污染物的化學品作為唯一或核心要素，從而從一開始就不會造成污染。 一些最重要的定義爭議涉及回收，這將在下面的污染預防背景下進行處理。

目標

污染防治的一個可能目標是污染物零排放。 這有時被稱為“虛擬消除”，因為即使是零排放也無法解決環境中已經存在的污染物問題。 使用污染預防方法可以實現污染物零排放（而控制方法在理論上無法實現零排放，在實踐中效果更差，通常是由於執法不嚴）。 例如，我們可以設想汽車生產，工廠污染物排放為零； 其他廢物被回收，產品（汽車）由可重複使用或可回收的部件組成。 當然，特定污染物的零排放已經實現——例如，通過改進木漿廠的生產工藝，使廢水中不排放二噁英或呋喃。 零排放的目標也已寫入環境法和受委託減少污染的機構的政策中。

在實踐中，零排放常常讓位於減排目標——例如，某年污染排放量減少 50%。 這些目標或臨時目標通常以“挑戰”或衡量污染預防計劃是否成功的目標的形式出現。 它們很少是可行性分析或計算的產物，而且總是沒有因未能實現目標而受到懲罰。 它們也沒有經過任何精確測量。

減少量必須通過公式的變化來衡量（而不是估計）：

污染 （P) = 污染物的毒性 (T) × 體積 (V) 的放電

要么：

P = 發射 電壓x E （暴露潛力）。

這在理論上非常困難，在實踐中代價高昂，儘管原則上可以通過利用危害評估技術來完成（見下文）。 整個問題表明，資源應該更好地分配到其他地方——例如，確保制定適當的污染預防計劃。

對於化學農藥，可以通過害蟲綜合治理 (IPM) 的方法來實現減少使用的目標，儘管這個術語也可以有廣義或嚴格的定義。

方法

污染防治的主要方法有：

• 消除或逐步淘汰特定危險化學品

• 輸入替代——用無毒或危害較小的物質或無毒過程替代有毒或有害物質。 例如，在印刷行業用水基染料替代合成有機染料； 有機溶劑為水性或柑橘類溶劑； 並且，在某些應用中，植物油替代礦物油。 非化學替代的例子包括用顆粒噴射技術代替液體化學脫漆劑； 使用高壓熱水系統代替鹼清洗； 以及在木材工業中用窯幹代替五氯苯酚 (PCP)。
  在所有情況下，都需要進行替代分析，以確保替代品的危害性確實低於它們所替代的東西。 這至少是一個有條理的常識問題，至多是將危害評估技術（見下文）應用於化學品及其擬議替代品。

• 產品重新配製——用在使用、釋放或處置時無毒或毒性較低的最終產品替代現有的最終產品
  投入替代指的是生產過程“前端”的原材料和輔料，而產品重新配製則從生產週期的最終產品端著手解決問題。

生產對環境更友好的產品的一般計劃是“經濟轉變”的例子。 產品重新配方領域的具體措施的例子包括生產可充電電池而不是一次性電池，以及使用水性產品塗料代替基於有機溶劑的塗料等。

同樣，替代分析將是必要的，以確保重新配方產品的淨環境效益比原始產品更大。

• 生產單位重新設計現代化或改造，從而減少化學品的使用或毒性物質的使用。

• 改進生產單元和生產方法的操作和維護，包括更好的內務管理、更有效的生產質量控制和過程檢查。
  例子是溢出預防措施； 使用防溢容器； 防漏； 和溶劑罐的浮動蓋。

• 少用多用。 例如，一些脫脂操作在單個項目上進行得過於頻繁。 在其他情況下，可以在每個操作中更節約地使用化學品。 除冰液有時可以重複使用，屬於“延長使用”的情況。

• 閉環方法和過程中回收。 嚴格來說，閉環過程是指沒有排放物進入工作場所或外部環境，甚至沒有廢水進入地表水或二氧化碳進入大氣的過程。 只有投入、成品和惰性或無毒廢物。 在實踐中，閉環方法消除了一些但不是全部的危險釋放。 就實現這一點而言，它將被視為過程中回收的案例（見下文）。

回收

任何污染預防的定義都可能導致一些“灰色區域”，在這些區域中不容易區分預防措施和排放控制。 例如，要符合預防方法的條件，生產過程的一個階段可能必須是“生產單元的一個組成部分”，但該階段必須距離生產過程的外圍有多遠才能符合條件作為預防措施並不總是很明確。 有些過程可能離操作的核心很遠，以至於它們看起來更像是一個“附加”過程，因此更像是一種“管道末端”控制措施，而不是一種預防方法。 同樣，也有一些不明確的案例，例如為鄰近工廠提供原料的廢水管：兩個工廠合在一起提供了一種閉環； 但“上游”工廠仍然產生污水，因此未能通過預防測試。

與回收類似。 通常，回收分為三種類型：

• 過程中回收——例如，過濾、清潔和乾燥乾洗溶劑，然後在單個過程中重複使用

• 過程外但在現場，例如清洗農藥生產廢料，然後在新的生產運行中作為所謂的惰性鹼重複使用

• 進程外和異地。

其中，第三種通常被排除在外，因為它不符合污染預防的條件：回收地點越偏遠，回收產品實際再利用的保證就越少。 回收廢物的運輸也存在危險，廢物具有持續市場價值的財務不確定性。 類似但不那麼尖銳的考慮因素適用於過程外但現場回收：廢物實際上不會被回收或即使回收也不會真正再利用的可能性總是存在的。

在 1980 世紀 1990 年代最初的污染預防策略中，現場但過程外的回收被排除在外，因為這不是真正的污染預防措施。 人們擔心，過分強調回收利用會損害或削弱有效的污染預防計劃。 在 XNUMX 世紀 XNUMX 年代中期，一些決策者準備將現場、過程外的回收作為一種合法的污染預防方法。 原因之一是防控之間存在真正的“灰色地帶”。 另一個原因是一些現場回收確實做了它應該做的事情，即使它在技術上可能不符合污染預防的條件。 第三個原因是商業壓力：雇主認為沒有理由應該排除技術，因為它們服務於污染預防計劃的目的。

污染防治規劃

規劃是污染預防方法的重要組成部分，尤其是因為工業效率和環境保護的收益可能是長期的（不是即時的），反映了產品設計和營銷中的規劃類型。 編制階段性污染防治計劃是污染防治規劃最常用的實現方式。 此類計劃沒有單一模型。 一項提議設想：

• 目的和目標

• 化學品清單和排放到環境中的估計

• 使用的污染防治方法和建議的方法

• 計劃未完成或實現時的責任和行動。

另一項提案設想：

• 生產過程回顧

• 識別污染預防機會

• 機會排名和實施所選方案的時間表

• 實施期後計劃成功的措施。

此類計劃的狀況差異很大。 有些是自願的，儘管它們可以在法律中明確規定為（自願的）行為準則。 其他是強制性的，因為它們需要 (1) 留在現場進行檢查或 (2) 在完成時提交給監管機構或 (3) 提交給監管機構以進行某種形式的審查或批准。 還有一些變化，例如在“自願”計劃在某種程度上不充分或無效的情況下要求制定計劃。

強制性計劃的規定性程度也各不相同——例如，在處罰和製裁方面。 很少有主管部門有權要求對污染防治計劃的內容進行具體修改； 如果未滿足正式要求，幾乎所有人都有權要求更改計劃 - 例如，如果某些計劃標題未得到解決。 在未滿足計劃的實質性要求的情況下，幾乎沒有處罰或製裁的例子。 換句話說，污染防治規劃的法律要求與傳統相去甚遠。

圍繞污染防治計劃制定的問題涉及計劃的保密程度：在某些情況下，只有摘要會公開，而在其他情況下，計劃只有在製定者以某種方式未能遵守法律時才會公佈。 幾乎在任何情況下，污染防治規劃的要求都不會凌駕於有關商業秘密或投入、過程或產品成分的商業機密的現有規定。 在少數情況下，社區環境團體可以參與規劃過程，但幾乎沒有法律要求這樣做的情況，工人參與計劃制定的合法權利也沒有得到廣泛傳播。

立法

在加拿大不列顛哥倫比亞省和安大略省，污染防治措施是“自願的”； 它們的有效性取決於政府和環保主義者的“道德勸說”。 在美國，大約一半 (26) 個州制定了某種形式的立法，而在歐洲，幾個北方國家製定了清潔技術計劃。 此類立法的內容和效力各不相同。 一些法律嚴格定義了污染預防； 其他人則對其進行廣泛或寬鬆的定義，涵蓋範圍廣泛的涉及污染和廢物的環境保護活動，而不僅僅是污染預防。 新澤西州的法律規定性很強； 馬薩諸塞州、明尼蘇達州和俄勒岡州的那些涉及高度的政府審查和援助； 阿拉斯加的聲明只不過是政府意圖的聲明。

健康、安全和就業

污染預防是職業健康的核心關注點：如果有毒物質的使用減少，工人接觸有毒物質的情況幾乎總是會相應減少，從而導致工業疾病的發生。 這是在危害“源頭”預防的主要案例，在許多情況下，通過“工程控制”消除危害
（即方法），這是抵禦化學危害的第一道也是最好的防線。 然而，這種預防措施不同於一種傳統策略，即化學過程的“完全隔離”或“完全封閉”。 雖然完全封閉非常有用且非常可取，但它不能算作一種污染預防方法，因為它控製而不是從本質上減少了現有的危害。

對工人、社區和物理環境等造成危害的污染物通常主要是因為它們對人類社區（環境健康）的影響而得到解決。 儘管工作場所的工人通常會受到最大的暴露（工作場所污染），但到目前為止，這還不是污染預防措施的主要重點。 例如，馬薩諸塞州的立法旨在降低工人、消費者和環境的健康風險，同時不轉移工人、消費者和環境部分之間的風險（新澤西州與此類似）。 但沒有試圖將工作場所污染作為主要危害來關注，也沒有要求將主要的人類暴露於危害——通常是工人——放在首位。 也沒有要求對工人進行污染防治方面的培訓。

有幾個原因。 首先是污染預防是一門新學科，因為人們普遍認為，傳統上未能將環境保護視為工作場所使用和採用的流程的功能。 第二個原因是環保領域的勞資共決沒有得到很好的推進。 許多國家的工人都享有合法權利，例如參加工作場所健康和安全聯合委員會； 拒絕不安全或不健康的工作； 健康和安全信息； 以及健康和安全問題及程序方面的培訓。 但在平行且經常重疊的環境保護領域中，很少有合法權利，例如聯合管理環境委員會的權利； 僱員有權“舉報”（公開）雇主的反環境行為； 拒絕污染或破壞外部環境的權利； 環境信息權； 以及參與工作場所環境審計的權利（見下文）。

污染防治規劃對就業的影響很難衡量。 污染防治舉措的明確目標往往是通過同一套措施同時提高工業效率和環境保護。 當這種情況發生時，通常的效果是減少任何特定工作場所的整體就業（因為技術創新），但會增加所需的技能，然後增加工作保障（因為有更長期的未來規劃）。 在某種程度上，原材料和輔料的使用減少，化學製造業的就業人數也會減少，儘管這可能會被原料向特種化學品的隱含過渡以及替代品和替代品的開發所抵消。

污染防治規劃無法解決就業的一個方面。 單個設施的污染排放可能會減少，但如果存在創造財富和增值就業的產業戰略，生產設施數量的增加（無論多麼“清潔”）往往會抵消已經取得的環境保護成果實現了。 環境保護措施中最臭名昭著的失敗——污染源數量的增加使污染排放的減少和控制無效——不幸的是，適用於污染預防以及任何其他形式的干預。 根據一個受人尊敬的理論，生態系統具有“承載能力”，少量高污染或“骯髒”的來源或相應大量的清潔來源同樣可以達到該極限。

工作場所環境審計

污染預防計劃可以構成工作場所環境審計的一部分或包含在工作場所環境審計中。 儘管此類審核有多種版本，但它們很可能採用“現場審核”或“生產審核”的形式，其中對整個生產週期進行環境和財務分析。

工作場所審核可涵蓋的可持續發展和環境保護大致包括三個方面：

• 保護自然資源投入——例如礦物、水和木製品

• 能源使用，其中可能還包括對能源、能源效率、能源密集度和能源節約的考慮

• 污染預防、控制和修復。

如果污染預防取得成功，控制和補救措施的重要性就會相應降低； 污染預防措施可以構成工作場所環境審計的主要部分。

傳統上，企業能夠通過揮霍用水或將廢物排放到外部社區和環境等方式將環境危害“外化”。 這導致了對用水等“前端”或對環境不友好的產品或廢物等“產出”徵稅（“污染稅”）的要求。

這樣，企業的成本就被“內部化”了。 然而，事實證明很難為投入和損害定價——例如，廢物對社區和環境造成的成本。 也不清楚污染稅是否與徵收的金額成比例地減少了污染； 稅收很可能會“內部化”成本，但除此之外它們只會增加經營成本。

環境審計的優勢在於審計可以具有經濟意義，而不必“花費”外部性。 例如，廢物的“價值”可以根據資源投入損失和能源“未利用”（效率低下）來計算——換句話說，資源和能源一方面的價值與另一方面的價值之間的差異另一方面的產品。 不幸的是，污染防治規劃的財務方面及其在工作場所環境審計中的作用並沒有得到很好的推進。

危害評估

一些污染預防計劃在沒有任何危害評估的情況下起作用——也就是說，沒有標準來決定工廠或設施由於污染預防措施是否或多或少對環境有益。 此類計劃可能依賴於一份化學品清單，這些化學品是受關注的對像或定義了污染預防計劃的範圍。 但該清單並未根據化學品的相對危險性對化學品進行分級，也不能保證不在清單上的化學替代品實際上比所列化學品的危險性低。 常識而非科學分析告訴我們如何著手實施污染預防計劃。

其他計劃依賴於評估危害性的標準，即危害評估系統。 它們的工作原理基本上是通過設定一些環境參數，例如環境中的持久性和生物蓄積性，以及一些用作毒性測量的人類健康參數——例如，急性毒性、致癌性、致突變性、生殖毒性和很快。

然後有一個加權評分系統和一個決策程序，用於對那些沒有足夠的化學品信息的參數進行評分。 然後對相關化學品進行評分和排名，然後（通常）按照危險性的降序分組。

儘管此類方案有時是出於特定目的而設計的——例如，用於評估控制措施或消除（禁止）的優先級——但它們的基本用途是作為一種抽象方案，可用於多種環境保護措施，包括污染防治。 例如，得分最高的一組化學品可能是強制性污染預防計劃的主要候選者，或者它們可能是逐步淘汰或替代品的候選者。 換句話說，這些計劃並沒有告訴我們應該減少多少環境健康危害； 他們只告訴我們，我們採取的任何措施都應由危害評估計劃告知。

例如，如果我們必須決定用危險性較低的化學品替代危險性較高的化學品，我們可以使用該方案來告訴我們，從表面上看，替代決定是否是一個好的決定：我們通過方案運行兩種化學品以確定它們之間關於它們的危險性是否存在很大或僅僅很小的差距。

有兩種考慮因素很少屬於危害評估計劃的範圍。 第一個是接觸數據，或人類接觸該化學品的可能性。 後者很難計算，而且可以說，它扭曲了相關化學品的“內在危害”。 例如，一種化學品可能因接觸可能性低而人為地被賦予較低的優先級； 儘管實際上它可能毒性很大並且相對容易處理。

第二種考慮是消除或減少使用相關化學品的社會經濟影響。 雖然我們可以在危害分析的基礎上開始做出替代決定，但我們必須進行進一步和獨特的社會經濟分析，並考慮，例如，與化學品使用相關的產品的社會效用（可能，例如，是一種有用的藥物），我們還必須考慮對工人及其社區的影響。 將此類分析分開進行的原因是，不可能像對化學品的內在危害進行評分那樣對社會經濟分析的結果進行評分。 有兩套完全不同的價值觀，有著不同的基本原理。

然而，危害評估計劃對於評估污染預防計劃的成功至關重要。 （它們在影響和效用方面也相對較新。）例如，可以在不參考風險評估、風險分析和（有保留地）不參考成本效益分析的情況下應用它們。 早期的污染處理方法是先進行風險評估，然後才決定需要採取何種行動以及採取多少行動才能將風險降低到“可接受”水平。 結果很少是戲劇性的。 另一方面，危害評估可以非常迅速地使用，並且不會延遲或損害污染預防計劃的有效性。 污染防治首先是一項務實的計劃，能夠在污染問題出現時和出現之前不斷迅速地加以解決。 可以說，傳統的治理措施已經達到極限，只有實施污染綜合防治方案，才能切實有效應對下一階段的環境保護工作。

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