人間の健康と人間の環境との関係は、太古の昔から認識されてきました。 この医学の信条は、ヒポクラテスにまでさかのぼることができます。ヒポクラテスは、患者の健康と病気の原因を理解しようとする場合、生徒に「空気、水、場所に注意を払う」ように教えました (Lloyd 1983)。

人間の健康と環境との関係についてのこの古代からの見方は、今も続いています。 社会がこの関連性をどの程度受け入れるかは、次の XNUMX つの要因によって影響を受けてきました。 個々の病気を治す能力の向上; 並行する科学的、宗教的、文化的概念の進化。

産業革命の時代には、あらゆる階級の人々の健康や病気の原因としての環境要因がますます注目されました。 この傾向は、環境科学の発展と、因果関係を特定し、リスクを評価するための技術の発展に支えられて、今日まで続いています。

健康と環境の因果関係が最初に明らかになったのは職場でした。 また、産業プロセスの多様化による汚染物質の量と種類の増加の影響が最初に感じら​​れたのも職場でした。 しかし、これらの汚染物質を職業環境に限定することはできません。 いったん放出されると、それらの経路をたどったり追跡したりすることが難しくなる可能性がありますが、必然的に自然の中で終わります。環境毒素は、最も離れた環境の土壌、水、空気にも存在します. 次に、人間の健康は、地域、国、国境を越えた自然環境の汚染によって影響を受けます。 天然資源の世界的な枯渇を引き起こす他のタイプの環境劣化とともに、これは環境条件と公衆衛生との相互作用に地球規模の次元をもたらします。

労働環境の質と自然環境の質が密接に関連しているという結論は避けられません。 これらの問題のいずれかに対する永続的な解決策は、両方が連携して取り組む場合にのみ成功する可能性があります.

環境法: 目的を達成するための手段

自然環境と職場環境の両方を維持および改善するための方針の策定は、環境管理を成功させるための前提条件です。 ただし、ポリシーは実装されない限り、デッドレターのままです。 このような実施は、政策原則を法の規則に変換することによってのみ達成できます。 この観点から、法律は政策に役立っており、適切な立法を通じて政策に具体性とある程度の永続性を与えています。

一方、立法は、実施および施行された場合にのみ役立つフレームワーク構造です。 実施と施行は、それが行われる政治的および社会的状況に依存します。 国民の支持がなければ、非効率なままである可​​能性があります。

したがって、環境に関する法律の制定、実施、および施行は、これらの規則の対象となる人々によって確立された規則の理解と受け入れに大きく依存しています。だけでなく、特定のターゲットグループにも。

環境法の役割：予防と治療

他の多くの分野と同様に、環境分野における法律の役割は XNUMX つあります。XNUMX つ目は、環境や人間の健康への損害を管理または防止するのに役立つ規則と条件を作成することです。 第二に、これらの規則や条件にもかかわらず損害が発生した状況に対する救済策を提供することです。

コマンド技術による予防

土地利用規制

土地利用の規制は、環境法の主要な要素であり、土地開発と天然資源の利用を管理および指導するための前提条件です。 問題は通常、特定の環境を別の用途に使用できるかどうかであり、不使用も土地使用の一種であると理解されています。

土地利用規制により、人間の活動を最適な場所 (または被害が最も少ない場所) に配置することができ、計画された活動を制限することもできます。 これら XNUMX つの目標は、通常、事前承認の要件を確立することによって達成されます。

事前承認

事前認可とは、特定の活動を実施する前に規制当局から取得する必要があるあらゆる形式の許可 (ライセンス、許可など) の総称です。

最初のステップは、法律によって、事前承認の対象となる民間および公共部門の活動を決定することです。 いくつかのアプローチが可能であり、相互に排他的ではありません。

ソースの管理. 環境への危害の発生源のカテゴリが明確に特定できる場合、通常は事前の承認が必要です (たとえば、すべてのクラスの産業施設と自動車)。

物質の管理. 特定の物質または物質のクラスが環境に潜在的に有害であると特定された場合、これらの物質の使用または放出は、事前の承認の対象となる場合があります。

メディア指向の制御と統合汚染制御. メディア指向のコントロールは、環境の特定の構成要素 (空気、水、土壌) を保護することを目的としたコントロールです。 このような管理は、環境への害をある媒体から別の媒体に移すことにつながる可能性があり、したがって、環境への害の全体的な程度を減らすことはできません (または増やすことさえあります)。 これにより、調整された事前承認システムが開発されました。これにより、単一の包括的な承認が付与される前に、XNUMX つのソースとすべての受信メディアからのすべての汚染が考慮されます。

環境基準

環境基準は、法律によって直接、または認可を取得するための条件として間接的に課される最大許容限度です。 これらの制限は、環境への害の影響または原因に関連している可能性があります。

• 効果に関する基準は、対象をベースラインとする基準です。 それらには以下が含まれます： 
• (1) 生物学的基準、(2) 曝露基準、および (3) 環境品質基準。
• 原因に関連する基準は、環境への害の可能性の原因をベースラインとして採用する基準です。 それらには、(1) 排出基準、(2) 製品基準、および (3) プロセスまたは操作基準が含まれます。

汚染物質の性質、受信媒体、最新技術などのさまざまな要因によって、どのタイプの標準が最も適切かが決まります。 他の考慮事項も重要な役割を果たします。基準設定は、特定の場所で特定の時点で環境的に望ましいことと、特定の環境目標を達成する社会経済的実現可能性との間のバランスを達成する手段を提供します。

規格が厳しくなればなるほど、生産コストが高くなるのは言うまでもありません。 したがって、州内または州間の異なる場所での異なる基準は、競争市場の利点または欠点を決定する上で重要な役割を果たし、貿易に対する非関税障壁を構成する可能性があります。したがって、地域または世界レベルでの調和を求めることが望まれます。

インセンティブとディスインセンティブによる予防

自発的に提出されたコントロールは、隣接手段として、またはコマンド技術の代替として使用できます。 それらは通常、(強制ではなく) 推奨値を設定し、それらを達成するための経済的インセンティブまたは阻害要因を提供することで構成されます。

インセンティブ (例: 加速減価償却費、税制上の優遇措置、補助金) の目的は、環境に配慮した特定の行為または活動に報奨を与え、それを生み出すことです。 したがって、ムチで一定の排出レベルを達成しようとする代わりに、経済的利益というニンジンが提供されます。

阻害要因（例えば、廃液または排出料金、税金または課徴金などの料金）の目的は、問題の料金の支払いを回避するために、環境に優しい行動を誘導することです。

推奨値の順守を誘導する他の方法もあります。たとえば、エコラベル賞制度の作成や、消費者が環境問題に敏感な場合にマーケティング上の利点を提供することなどです。

これらのいわゆる自発的なアプローチは、インセンティブとディスインセンティブも法律によって確立されなければならないことを忘れて、「法的」管理の代替と呼ばれることがよくあります。

制裁または救済措置による治癒

規制当局による制裁

環境管理措置が規制機関によって規定される場合（たとえば、事前の認可メカニズムを通じて）、法制度は通常、規制機関に執行権限も与えます。 さまざまな手法が利用可能であり、金銭的制裁の賦課 (例: XNUMX 日あたり) から要件の遵守まで、必要な措置の実行 (例: フィルターの構築) を受取人の費用で実行し、最終的には閉鎖に至るまで、さまざまな手法が利用可能です。行政要件等の違反に対する便宜

各法制度は、これらの措置が適用される人によって異議を申し立てられる方法を規定しています。 同様に重要なのは、他の利害関係者 (公共の利益を代表する NGO など) が規制機関の決定に異議を申し立てる可能性を提供することです。 後者の場合、異議申し立ての対象となるのは行政の行為だけでなく、 inをご利用ください。

刑事制裁

特定の環境規範または行動を規定する法律は、通常、確立された規則を無視することは、意図的であるかどうかにかかわらず、犯罪を構成し、各ケースに適用される刑事罰の種類を決定することを示しています。 刑事制裁は、金銭（罰金）である場合もあれば、重大な場合には投獄、またはその両方の組み合わせを伴う場合もあります。 環境犯罪に対する罰則は、各国の刑法制度によって異なります。 したがって、制裁は、特定の国の刑法の本体 (たとえば、刑法) に関連して課されることが多く、環境犯罪に関する章も含まれる場合があります。 刑事制裁は、行政または被害者によって引き起こされる可能性があります。

多くの国の法律は、特定の環境不正行為を刑事犯罪として宣言していないこと、または環境犯罪に対して過度に軽度の罰則を設けていることについて批判されてきました。 制裁の量が環境管理対策を内部化するコストよりも少ない場合、特にこの制裁が罰金のみである場合、犯人は意図的に刑事制裁のリスクを好む可能性が高いことがしばしば観察されています. これは特に、施行が不足している場合、つまり、環境規範の施行が緩いまたは緩い場合に当てはまります。これはよくあることです。

損害賠償責任

損害に対する責任に適用される各法制度の規則は、当然のことながら、健康や環境への損害にも適用されます。 これは通常、損害が XNUMX 人または複数の発信者の過失によって直接引き起こされたことが証明された場合にのみ、現物または正貨のいずれかで補償が行われることを意味します。

環境分野では、これらの原則を適用する際の困難が数多くあり、 独特の ますます多くの国における環境責任法。 これにより、過失のない責任を提供することが可能になり、したがって、損害を引き起こした状況とは無関係に補償を行うことができます. ただし、このような場合、通常、保険の適用資格を認める目的で、一定の金額の上限が設定されます。これは、法律によって義務付けられることもあります。

これらの特別制度は、環境への損害が発生した場合の救済策をより適切に提供することも試みています。 それ自体が （経済的損害ではなく生態学的損害）、通常、損害の性質が許す限り、環境を以前の状態に戻す必要があります。 このようなシナリオでは、修復が不可能な場合にのみ、金銭的損害が適切です。

救済策へのアクセス

誰もが制裁を発動したり救済策を得るために行動を起こすわけではありません。 これらは伝統的に、行政、または特定の状況によって直接影響を受ける物理的または法人によってのみ引き起こされる可能性があります. 影響を受けるのが環境である場合、これは通常不十分です。なぜなら、環境破壊の多くは、個々の人間の利益に直接関係していないからです。 したがって、法制度が公共の利益の「代表者」に、行動の不履行または不十分な行動について行政を訴える権利、または法律違反または環境への損害を引き起こしたとして個人または企業を訴える権利を付与することが重要です。 これを達成するにはさまざまな方法があります。指定された非政府組織にこの権利を与えることができます。 法制度は、集団訴訟や市民訴訟などを規定する場合があります。所有権を守るだけでなく、公共の利益を守るために訴える権利は、現代の環境法の最も重要な要素の XNUMX つです。

要約

適切な環境法規は、自然環境および作業環境において望ましいレベルの品質を達成および維持するための前提条件です。

「良い」環境法とは何かを定義するのは難しいかもしれません。 指揮と統制の方法が減少し、より穏やかな扇動技術に取って代わられることを望む人もいますが、実際には、法律の要素がどうあるべきかを決定する標準的な公式はありません. しかし、重要なことは、利用可能な原則、方法、および技術を各国のニーズ、能力、および法的伝統に適合させて、関係国の特定の状況に関連する法律を作成することです。

これは、多くの発展途上国や移行経済国が「優れた」環境法を整備したり、すでに制定されている法を改良したりしようとしているときに、なおさら真実です. しかし、この目標に向けて努力する中で、特定の法的、経済的、社会的状況、しばしば工業化された国の状況で成功した法律が、完全に不適切な国や法制度のモデルとして導入されることが依然としてあまりにも多い.

したがって、効果的な環境法制の目標を達成する上で、「特定化」法はおそらく最も重要な要素です。

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1992 年 1972 月にリオデジャネイロで開催された環境と開発に関する国連会議 (UNCED) をめぐる宣伝は、地球温暖化や生物多様性の喪失などの問題に関する地球環境問題が世界の政治課題の中心にあることを確認しました。 . 実際、1992 年の人間環境に関するストックホルム会議から 1974 年の UNCED までの 1974 年間に、人間の活動による環境への脅威に対する認識が、地域的および地球規模の両方で大幅に増加しただけでなく、環境問題を管理する国際的な法的文書の数が大幅に増加しています。 (環境条約のコレクションは多数あります。たとえば、Burhenne 1974a、1992b、1991c; Hohmann 1992; Molitor XNUMX を参照してください。現代の質的評価については、Sand XNUMX を参照してください。)

国際法 (1945 年の国際司法裁判所規程で定義されている) の 38 つの主要な情報源は、国際条約と国際慣習法 (規程の第 1 条 (1957)) であることを思い出してください。 国際慣習法は、それが法的義務を表すという信念の下で、時間をかけて繰り返された国家慣行に由来します。 新しい慣習規則が比較的迅速に出現する可能性はありますが、地球環境問題の認識が国際政治アジェンダに到達する速さは、法律の進化において慣習法が条約法または慣習法に次ぐ傾向にあることを意味しています。規範。 共有資源の公平な利用 (Lac Lanoux Arbitration 1939) や近隣諸国の環境を損なう活動を許可しない義務 (Trail Smelter Arbitration 1941, 1994) などの特定の基本原則は、慣習に基づく司法判断に起因する可能性があります。国際社会が環境を脅かす活動を規制する必要性に対応してきた主な方法は、条約であることに疑いの余地はありません。 国際的な環境規制のもう XNUMX つの重要な側面は、「ソフト ロー」の開発です。これは、将来の行動のためのガイドラインまたは必要性を規定する拘束力のない手段、または国家が特定の目的を達成するために政治的にコミットする手段です。 これらのソフトロー文書は、正式な法的文書に発展したり、たとえば条約の締約国の決定を通じて、拘束力のある文書に結び付けられたりすることがあります。 (国際環境法に関連するソフトローの重要性については、Freestone XNUMX を参照してください。) 上で引用した国際環境法文書のコレクションの多くには、ソフトロー文書が含まれています。

この記事では、主要な国際環境条約の概要を簡単に説明します。 そのようなレビューは必然的に主要な国際条約に集中するが、重要かつ成長している地域的および二国間協定のウェブも心に留めておくべきである. (国際環境法全体の体系的な説明については、Kiss と Shelton 1991 を参照してください。Birnie と Boyle 1992 を参照してください。Churchill と Freestone 1991 も参照してください。)

ストックホルム前

1972 年のストックホルム会議に先立って、野生生物の保護に関連する環境条約の大半が取り決められました。 歴史的に興味深いのは、非常に初期の野鳥保護条約だけです (例えば、1902 年の農業に有用な鳥の保護に関する条約。さらに Lyster 1985 を参照)。 より長期的に重要なのは一般的な自然保護条約ですが、1946 年のワシントン捕鯨取締条約 (およびその 1956 年議定書) はこの時期に特に注目に値します。 保全に関する先駆的な条約は、1968 年にアルジェで開催された自然および天然資源の保全に関するアフリカ条約であり、保全に対する包括的かつ革新的なアプローチにもかかわらず、他の多くの条約と同様に、その監督を監督する管理機構を確立していませんでした。 また、特に水鳥の生息地として国際的に重要な湿地に関する 1971 年のラムサール条約は注目に値し、より大きな成功を収めています。

この時期のその他の注目すべき進展は、最初の世界的な油汚染条約です。 1954 年の油による海の汚染防止のための国際条約 (OILPOL) (1962 年および 1969 年に修正) は、海上での油の輸送に関する規制の枠組みを開発することによって新境地を切り開きました。油汚染被害に対する補償は、世界初の石油タンカーの大規模な犠牲者であるリベリアの石油タンカーの難破に対応して直接開発されました トーリーキャニオン 1967 年にイングランド南西部の沖合で発生した。1969 年の油濁損害の場合の公海での介入に関する国際条約は、領海外の沿岸国による緊急行動を認可し、その加盟国である 1969 年の油濁に対する民事責任に関する国際条約が承認された。損害とブリュッセルの油汚染損害賠償のための国際基金の設立に関する 1971 年の国際条約は、国際補償基金によって補完された石油タンカーの所有者と運航者に対する補償請求の根拠を提供しました。 (TOVALOP や CRISTAL などの重要な業界の自主的な補償スキームにも注意してください。詳細は、Abecassis と Jarashow 1985 を参照してください。)

ストックホルムからリオまで

1972 年から 1992 年にかけて、国際環境法文書の数と種類が驚くほど増加しました。 この活動の多くは、ストックホルム会議に直接起因しています。 有名な会議宣言 (1972 年国連人間環境会議宣言) が特定の原則を規定しただけでなく、その大部分は デ・レジェ・フェレンダ （つまり、彼らは法が何であったかではなく、法律がどうあるべきかを述べた）が、109項目の環境行動計画と、国連による制度的および財政的実施を推奨する決議も作成した. これらの勧告の結果、国連環境計画 (UNEP) が設立されました。UNEP は、国連総会決議 (UNGA 1972) によって設立され、最終的にナイロビに拠点を置きました。 UNEP は、多くの主要な地球環境条約のスポンサーと、重要な地域海プログラムの開発に直接責任を負っていました。地域の特別な要件。 多くの新しい地域プログラムが現在進行中です。

この期間に策定された多数の環境条約の概要を提供するために、それらはいくつかのグループに分けられます。自然保護。 海洋環境の保護; 国境を越えた環境影響の規制。

自然と天然資源の保全

この時期には、世界レベルと地域レベルの両方で多くの自然保護条約が締結されました。 世界レベルでは、特に注目に値するのは、世界の文化遺産および自然遺産の保護に関する 1972 年のユネスコ条約、絶滅のおそれのある種の国際取引に関する 1973 年のワシントン条約 (CITES)、および 1979 年の移動性野生動物種の保存に関するボン条約です。 . 地域レベルでは、1974 年の環境保護に関する北欧条約、1976 年の南太平洋自然保護条約 (アピア条約、Burhenne 1974a)、1979 年のヨーロッパの自然保護に関するベルヌ条約など、多数の条約が含まれています。野生生物と自然の生息地 (欧州条約シリーズ)。 野鳥の保護に関する 1979 年の EC 指令 79/409 (OJ 1979) にも注意してください。ビクーニャの保全と管理、および自然と天然資源の保全に関する 92 年の ASEAN 協定 (Kiss and Shelton 43 で再現)。 (また、どの国の管轄権も及ばないグローバル コモンズ領域である南極に関する条約も注目に値します。1992 年の南極海洋生物資源の保存に関するキャンベラ条約、1979 年の南極鉱物資源活動の規制に関するウェリントン条約、およびマドリッドで調印された環境保護に関する南極条約の 1985 年議定書。)

海洋環境の保護

1973 年、第 1982 回国連海洋法会議 (UNCLOS III) の交渉が開始されました。 XNUMX 年間の UNCLOS 交渉は、XNUMX 年の海洋法に関するモンテゴベイ条約 (LOSC) で最高潮に達しました。この条約の第 XII 部には、船舶および陸上の汚染源とダンピングを含む海洋環境問題の規制のための一般的な枠組みが含まれていました。 、および海洋環境の保護に関する特定の一般的な義務を規定しています。

より詳細なレベルでは、国際海事機関 (IMO) が 1972 つの主要な国際条約の作成に責任を負いました。1973 年の廃棄物およびその他の物質の投棄による海洋汚染の防止に関するロンドン条約と、1978 年の海洋汚染防止のための国際条約です。 1973 年に改正された船舶による汚染 (MARPOL 78/1990)、および 1972 年の油汚染の準備、対応および協力に関する国際条約と題された油流出に関する 1974 番目の条約は、重大な問題に対応するための協力と支援のための世界的な法的枠組みを確立します。油流出。 (主に環境に関するものではないが関連性のあるその他の海事条約には、1976 年海上衝突防止国際規則条約 (COLREG)、147 年海上人命安全国際条約 (SOLAS)、1978 年 ILO 商船(最低基準) 条約 (第 XNUMX 号) および XNUMX 年船員の訓練、証明および当直の基準に関する条約)。

1972 年のロンドン条約は、海洋投棄できない物質 (附属書 I) をリストすることにより、現在一般的なアプローチとなっているものを採用しました。 附属書 II には、許可がある場合にのみ投棄できる物質がリストされています。 締約国に対し、世界のどこかの港に積み込まれている船舶や旗艦船に対してこれらの義務を課すことを要求する規制構造は、締約国が産業廃棄物の海洋投棄を効果的に終わらせるまでに、その体制を徐々に強化してきました。 1973/78 MARPOL 条約は、1954 年の OILPOL 条約 (上記) に取って代わり、石油タンカーを含むあらゆる種類の船舶からの汚染に対する主要な規制体制を提供します。 MARPOL は、すべての規制物質の「運用上の排出」を規制するよう旗国に義務付けています。 MARPOL 制度は 1978 年に改正され、XNUMX つの附属書に含まれるさまざまな形態の船舶発生源による汚染に対して、その制度を徐々に拡大するようになりました。 すべての附属書は、現在、油（附属書 I）、有害液体物質（附属書 II）、包装廃棄物（附属書 III）、下水（附属書 IV）、ごみ（附属書 V）を対象として発効しています。 締約国が合意した特別地域内では、より厳しい基準が適用されます。

地域レベルでは、UNEP 地域海プログラムは、包括的ではないが、以下をカバーする海洋保護条約の広範なネットワークを提供します。 16)、1976 年および 1976 年); 湾岸 (汚染からの海洋環境の保護に関する協力のためのクウェート地域条約、クウェート、2 年 1980 月 1982 日; 24 年、1978 年および 1978 年の議定書); 西アフリカ（西および中央アフリカ地域の海洋および沿岸環境の保護および開発における協力のための条約（アビジャン、1989 年 1990 月 23 日）、1981 年議定書付き）; 南東太平洋 (南東太平洋の海洋環境および沿岸地域の保護のための条約 (リマ、1981 年 12 月 1981 日); 1981 年、1983 年 (2) および 1989 年の議定書); 紅海（紅海およびアデン湾の環境保全のための地域条約（ジェッダ、14 年 1982 月 1982 日）; 24 年議定書）; カリブ海（より広いカリブ地域の海洋環境の保護と開発のための条約、（カルタヘナ・デ・インディアス、1983年1983月1990日）; 21年と1985年の議定書）; 東アフリカ (東アフリカ地域の海洋および沿岸環境の保護、管理および開発のための条約 (ナイロビ、2 年 1985 月 24 日); 1986 年に 2 つの議定書); および南太平洋 (南太平洋地域の天然資源および環境の保護に関する条約、(ヌメア、1986 年 1987 月 XNUMX 日); XNUMX 年に XNUMX つの議定書)—計画のさまざまな段階にある別の XNUMX かそこらで。 (上記のすべての条約とその議定書のテキスト、および開発中のプログラムの詳細については、Sand XNUMX を参照してください。) これらの条約は、陸上の汚染源の規制、海洋投棄、海洋投棄など、幅広い問題をカバーする議定書によって補足されています。オフショア石油リグによる汚染（および廃止）、特別保護地域、野生生物の保護。

その他の地域体制は、UNEP の枠組みの外で開発されており、特に北東大西洋では、地域文書の非常に包括的なネットワークが海洋投棄の規制をカバーしています (船舶および航空機からの投棄による海洋汚染防止のための 1972 年オスロ条約; の議定書)。 1983 年および 1989 年）、陸上の汚染源（陸上の発生源による海洋汚染の防止に関する 1974 年パリ条約、1986 年議定書）、油汚染の監視と協力（1983 年石油およびその他の有害物質による北海: 修正決定 1989)、海洋環境の安全および保護のための船舶の検査 (1982 パリ海上安全および海洋環境保護に関する協定の実施における寄港国管理に関する覚書)、自然保護と漁業として. オスロ条約およびパリ条約に取って代わる北東大西洋の海洋環境保護のためのHey, IJlstra and Nollkaemper 1991 のテキストと分析。) バルト海では、バルト海域の海洋環境の保護に関する 1992 年のヘルシンキ条約が最近改訂された (1993 年の条約のテキストと分析については、Ehlers 1974 を参照)。黒海地域のために作成された新しい条約 (1992 年黒海保護に関するブカレスト条約。1993 年黒海保護に関するオデッサ閣僚宣言も参照。)

国境を越えた影響

ストックホルム宣言の第 21 原則は、国家は「自国の管轄権および管理下にある活動が、他の国家または国の管轄権を超えた地域の環境に損害を与えないことを保証する責任がある」と規定しています。 この原則は現在、慣習国際法の一部になったと広くみなされているが、 大体 そのような活動の規制の基礎を提供するには、かなりの微調整が必​​要です。 これらの問題に対処するため、そして広く報道された危機に大きく対応して、長距離の越境大気汚染、オゾン層の保護、原子力事故に対応する通知と協力、有害廃棄物の越境移動などの問題に対処するための国際条約が策定されました。そして地球規模の気候変動。

長距離越境大気汚染

ヨーロッパにおける長距離大気汚染は、1979 年のジュネーブ条約 (長距離越境大気汚染に関する条約) によって最初に取り上げられました。 しかし、これは「長距離の越境汚染を含む大気汚染を制限し、可能な限り徐々に削減および防止する」ことを控えめに表現した枠組み条約でした。 特定の物質の排出を規制する実質的な進歩は、議定書の開発によってのみ達成されました。議定書には現在 1984 つの議定書があります。1985 年ジュネーブ議定書-Range Transmission of Air Pollution in Europe) は、大気質監視ステーションのネットワークを確立しました。 30 年のヘルシンキ議定書 (硫黄排出削減に関する) は、1993 年までに硫黄排出を 1988% 削減することを目的としていました。 1994 年のソフィア議定書 (窒素酸化物またはその越境フラックスの排出の管理に関する) は、1987 年までに窒素酸化物の国内排出量を 1994 年のレベルで凍結することを規定した 1991 年の第 XNUMX 硫黄議定書 (オスロ) に取って代わられました。 また、XNUMX 年のジュネーブ議定書 (揮発性有機化合物またはその越境フラックスの排出の制御に関する) は、揮発性有機化合物およびフラックスの排出削減のためのさまざまなオプションを提供しました。

原子力事故の国境を越える影響

1986 年のチェルノブイリ事故後、核事故の国境を越えた影響に世界の注目が向けられましたが、それ以前にも、1961 年の第三者責任に関する条約を含む以前の条約で、核兵器によるリスクに関連する多くの問題が取り上げられていました。核エネルギーの分野 (1960 年)、および核損害に対する民事責任に関するウィーン条約 (1963 年)。 大気圏、宇宙空間、水中での核兵器実験を禁止する 1963 年の条約にも注目してください。 核物質の物理的保護に関する 1980 年のウィーン条約は、テロリズムを含む多くの脅威から核物質を保護するための基準を確立しようとしました。 チェルノブイリ事故の後、1986 年には、事故の早期通報 (原子力事故の早期通報に関するウィーン条約) とそのような事故の際の国際協力 (原子力事故の場合の支援に関するウィーン条約) に関する XNUMX つの条約が XNUMX 年に合意されました。原子力事故または放射線緊急事態）。

オゾン層の保護

オゾン層保護のための 1985 年ウィーン条約は、「自由に使える手段と能力に従って」各当事者に次の一般的な義務を課しています。

a) オゾン層に対する人間の活動の影響、およびオゾン層の改変による人間の健康と環境への影響をよりよく理解し、評価するために、体系的な観察、研究、および情報交換によって協力する。 (b) 適切な立法上または行政上の措置を採用し、適切な政策の調和に協力して、その管轄下または管理下にある人間の活動を制御、制限、削減、または防止します。オゾン層の改変; (c) 議定書および附属書の採択を目的として、条約の実施のための合意された措置、手続きおよび基準の策定に協力する。 (d) 権限のある国際機関と協力して、締約国である条約と議定書を効果的に実施する。

ウィーン条約は、オゾン層を破壊する物質に関する 1987 年のモントリオール議定書によって補足され、それ自体が 1990 年のロンドン会議、そして最近では 1992 年 2 月のコペンハーゲン会議によって調整および修正されました。オゾン層を破壊する化学物質、すなわち CFC、ハロン、その他の完全ハロゲン化 CFC、四塩化炭素、および 1,1,1-トリクロロエタン (メチルクロロホルム)。

第 5 条は、第 5 条 (2) (3) に定められた特定の但し書きを条件として、特定の開発途上国に対して、「(彼らの) 基本的な国内ニーズを満たすため」最大 5 年間の排出制限の免除を規定しています。 議定書はまた、第 10 条に基づく免除を主張する開発途上締約国に技術的および財政的協力を提供します。多国間基金は、そのような締約国が研究し、義務を果たすのを支援するために合意されました (第 1992 条)。 1991 年 5 月のコペンハーゲンでは、中緯度と高緯度の両方の半球でオゾン減少の新しい証拠があることが判明した 1994 年のオゾン層破壊の科学的評価に照らして、多くの新しい措置が合意されました。上記で概説した一般的なレジーム。 第 1996 条に基づく遅延は、発展途上国にとって依然として可能性があります。 すべての関係者は、1996 年までにハロンの使用を停止する必要があり、90 年までに CFC、HBFC、四塩化炭素、およびメチルクロロホルムの使用を中止する必要がありました。果物や穀物の防腐剤であり、自主規制を受けました。 締約国は、2015 年までにその使用を 2030 年のレベルで凍結するために「あらゆる努力をする」ことに合意した。 全体的な目標は、1995 年までに大気中の塩素負荷を安定させ、1991 年頃までに臨界レベル以下に減らすことでした。

有害廃棄物の越境移動

先進国からの有害廃棄物の出荷が発展途上国で管理されていない危険な状態で発見された一連の悪名高い事件の後、有害廃棄物の越境移動は、1989年の越境移動の規制に関するバーゼル条約によって国際規制の対象となった.有害廃棄物とその処分について (Kummer 1992 も参照)。 この条約は、そのような廃棄物の移動が行われる前に、国から国への事前のインフォームド・コンセントの原則に基づいています。 しかし、アフリカ統一機構は、アフリカへの輸入の禁止、およびアフリカ内の国境を越えた移動の管理と有害廃棄物の管理に関する 1991 年のバマコ条約で、これ以上のことを行っており、アフリカへの有害廃棄物の輸入を完全に禁止しようとしています。 .

国境を越えた環境影響評価（EIA）

国境を越えた状況における環境影響評価に関する 1991 年のエスポー条約は、近隣関係の枠組みを定めています。 これは、これまで国家計画法と手続きの文脈で排他的に開発されてきた EIA の概念を、開発プロジェクトと関連する手続きと決定の国境を越えた影響にまで拡張します。

1992年およびリオ後の大会

リオ UNCED は、環境と開発に関するリオ宣言における将来のための主要な原則の宣言だけでなく、多数の新しい地球規模および地域の環境条約を促したか、または一致させました。 リオで締結された 1992 つの条約 (気候変動枠組条約と生物多様性条約) に加えて、1992 年に署名された新しい環境条約には、国際水路の使用と労働災害の国境を越える影響を規制するものが含まれていました。 地域レベルでは、1993 年にバルト海域の保護と利用に関するヘルシンキ条約 (Ehlers 1993 の本文と分析) と汚染に対する黒海の保護に関するブカレスト条約が成立した。 また、1993 年の黒海の保護に関する閣僚宣言は、予防的かつ総合的なアプローチを提唱しており、北東大西洋の海洋環境の保護に関するパリ条約にも注意してください (Hey, IJlstra and Nollkaemper XNUMX のテキストと分析)。 .

気候変動に関する国連枠組条約 (UNFCCC)

1992 年 155 月にリオデジャネイロで約 1985 カ国が署名した UNFCCC は、XNUMX 年のウィーン条約を大まかにモデル化したものです。 その名前が示すように、詳細なプロトコルによってより詳細な義務が交渉されるフレームワークを提供します。 条約の基本的な目的は、達成することです

気候システムへの危険な人為的干渉を防ぐレベルで、大気中の温室効果ガス濃度を安定化する ...生態系が気候変動に自然に適応できるようにするのに十分な時間枠で、食糧生産が脅かされないようにし、持続可能な方法で経済発展を進めます。 (第2条)

第 4 条によ​​り、すべての締約国に次の XNUMX つの主要な義務が課せられます。 ) 方法論; (b) すべての温室効果ガスの人為的排出源による排出と吸収源による除去に対処することにより、気候変動を緩和するための国家的および地域的な対策プログラムと、気候変動への適切な適応を促進するための対策を策定、実施、公開し、定期的に更新すること。 さらに、先進国の締約国は、より詳細な議定書によって具体化される多くの一般的な義務に同意します。

たとえば、技術の開発を促進し、協力することを約束します。 温室効果ガスの人為的排出を制御、防止、または削減する。 持続可能な開発と、バイオマス、森林、海洋、その他の陸上、沿岸、海洋の生態系を含む吸収源と貯水池の保全と強化を促進する。 統合された沿岸域管理、水資源、農業、および特に洪水の影響を受けた地域の保護と復旧のための計画を作成することにより、気候変動の影響への適応に協力すること; 気候、気候変動および対応戦略に関連する科学的、技術的、社会経済的および法的情報の交換を促進し、協力すること。 関連する教育、訓練、および一般の意識向上を促進し、協力すること。

生物多様性条約

1992年にリオデジャネイロで開催されたUNCEDでも承認された生物多様性条約の目的は、生物多様性の保全、その構成要素の持続可能な利用、および遺伝資源の利用から生じる利益の公正かつ公平な分配です(記事 1) (有用な批評については、Boyle 1993 を参照)。 UNFCCC と同様に、この条約も議定書によって補足されますが、生物多様性の特定と監視のために、天然資源の保全と持続可能な利用に関する一般的な義務を確立します。 現場の や 現場外 生物多様性に影響を与える可能性のある活動の保全、研究、訓練、および一般市民への教育と認識、および EIA。 また、遺伝資源へのアクセス、バイオテクノロジーを含む関連技術へのアクセスと移転、および国際的な情報交換と協力に関する一般規定もあります。

国際水路の利用規制

越境水路および国際湖の保護と利用に関する 1992 年のヘルシンキ条約は、共同の監視と評価、共通の研究開発、および河岸諸国間の情報交換のための協力的な枠組みを確立することを目指しています。 EIA や危機管理計画などの適切な管理手法、および廃棄物の少ない技術や廃棄物を削減する技術の採用を通じて、特に水質汚染に関して、そのような共有資源への管理を防止し、越境的な影響を軽減する基本的な義務をそのような国に課しています。点および拡散源からの汚染の。

労働災害の越境影響

同じく1992年1991月にヘルシンキで調印された労働災害の国境を越えた影響に関する条約は、国境を越えた影響を与える可能性のある労働災害の防止、準備および対応をカバーしています。 主な義務は、他の当事者と協力して情報を交換することです。 XNUMX の附属書の詳細なシステムは、潜在的に危険な活動の場所を決定するための国境を越えた側面を持つ (上記の XNUMX 年のエスポー条約に従って) EIA の開発のために、国境を越えた影響を伴う危険な活動を特定するためのシステムを確立します。 また、緊急事態への備えと、一般の人々や他の関係者のための情報へのアクセスも提供します。

要約

この簡単なレビューが示すように、過去 1991 年間で、環境の保全と管理に対する国際社会の態度に大きな変化がありました。 その変化の一部は、環境問題に対処する国際文書の数と範囲が大幅に増加したことです。 膨大な数の手段に対応して、新しい原則と制度が生まれました。 汚染者負担の原則、予防原則 (Churchill and Freestone 1996; Freestone and Hey 1996)、将来の世代の権利への関心 (Kiss、Freestone and Hey 1994) はすべて、上記の国際条約に反映されています。 国連環境計画と、急増する条約制度にサービスを提供し、監視するために設立された条約事務局の役割は、コメンテーターに、例えば国際人権法のような国際環境法が新たな独立した部門として出現したことを示唆するように導きます。国際法の (Freestone 1995). UNCED はこれにおいて重要な役割を果たし、主要な議題を確立しましたが、その多くは未完成のままです。 気候変動条約の枠組みに内容を追加するための詳細な議定書が依然として必要であり、おそらく生物多様性条約にも追加する必要があります。 公海域での漁業の環境への影響に関する懸念は、1995 年にまたがる魚資源と高度に回遊性の魚資源に関する国連協定の締結につながりました。また、70 年に開催された別の国連海洋汚染源に関する別の会議が開催されました。海洋汚染全体のXNUMX%以上の原因となっています。 人類の活動が世界の生態系に及ぼす影響についての意識が高まり続ける一方で、世界貿易の環境的側面、ならびに森林破壊および砂漠化もまた、地球規模で将来に向けて取り組まなければならない問題です。 この新たな国際環境法の課題は、単に環境対策の数の増加に対応するだけでなく、それらの影響と有効性を高めることでもあります。

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この記事のタイトルとして使用されている環境影響評価という用語は、普遍的ではありませんが、環境評価という用語に置き換えられることが増えています。 この名前の変更の理由を簡単に確認することで、これらの名前で表される活動の本質的な性質と、影響という言葉を使用することへの反対または抵抗の背後にある重要な要因の XNUMX つを定義するのに役立ちます。

1970 年、国家環境政策法 (NEPA) が米国で法制化され、意思決定において環境要因を考慮する必要性に焦点を当てた、連邦政府の環境政策目標が確立されました。 もちろん、政策目標を述べるのは簡単ですが、それを達成するのはもっと難しいです。 この法律が「歯」を持っていることを保証するために、立法者は、連邦政府が「人間環境の質に重大な影響を与える可能性が高い」提案された行動について「環境影響声明」（EIS）を準備することを要求する条項を組み込みました。 この文書の内容は、提案された行動を開始すべきかどうかの決定が下される前に考慮されることになっていました。 EIS を準備するために行われた作業は、環境影響評価 (EIA) として知られるようになりました。これは、提案された連邦措置の影響の特定、予測、および評価が含まれていたためです。

残念ながら、英語の「影響」という言葉は肯定的な言葉ではありません。 影響は（ほぼ定義上）有害であると考えられています。 そのため、EIA の実施が米国を超えてカナダ、ヨーロッパ、東南アジア、オーストラリアに広がるにつれて、多くの政府とその顧問は影響のマイナス面から離れたいと考え、環境アセスメント (EA) という用語が生まれました。 EIA と EA は同一です (米国と、EIA と EA が正確で異なる意味を持つ米国システムを採用している少数の国を除く)。 この記事では、EIA のみを参照しますが、すべてのコメントが EA に等しく適用され、両方の用語が国際的に使用されていることを覚えておく必要があります。

影響という言葉の使用に加えて、EIA が適用された状況 (特に米国とカナダ) も、EIA の認識に影響を与えました。公務員と民間および公共部門の「開発者」。 米国とカナダの両方で、土地利用計画は弱く、EIS や EIA 報告書の準備はしばしば利害関係者によって「ハイジャック」され、ほとんど計画作成活動になりました。 これにより、作成に時間と費用がかかり、もちろん、読んだり行動したりすることが実質的に不可能な、大量の複数ボリュームのドキュメントの作成が促進されました。 このすべての活動が進行している間にプロジェクトが遅れることがあり、提案者と投資家に苛立ちと経済的コストを引き起こしました.

また、運用の最初の XNUMX ～ XNUMX 年間に、NEPA は、プロジェクトの反対者が技術的および場合によっては手続き上の理由で EIS の妥当性に異議を申し立てることができた多くの訴訟を引き起こしました。 繰り返しになりますが、これによりプロジェクトに多くの遅延が発生しました。 しかし、経験を積み、より明確で厳格な指導が行われるようになると、法廷に持ち込まれる事件の数は大幅に減少しました。

残念なことに、これらの経験が相まって、多くの外部観察者に、EIA は善意の活動であり、残念ながら間違っており、開発の助けというよりもむしろ障害となって終わったという明確な印象を与えることになりました。 多くの人にとって、それは完全に必要ではないにしても、自己満足の先進国にとっては適切な活動のように見えましたが、先進国にとっては、実際には余裕のない高価な贅沢でした.

いくつかの場所での否定的な反応にもかかわらず、世界的に EIA の広がりは止められないことが証明されました。 1970 年に米国で始まった EIA は、カナダ、オーストラリア、ヨーロッパにまで拡大しました。 フィリピン、インドネシア、タイなど、多くの開発途上国が、多くの西ヨーロッパ諸国よりも先に EIA 手続きを導入しました。 興味深いことに、世界銀行などのさまざまな開発銀行は、意思決定システムに EIA を導入するのが最も遅い組織の 1980 つでした。 実際、銀行と二国間援助機関が世界の他の国々に追いついたと言えるのは、1990 年代後半から 1992 年代前半までのことでした。 EIA の法律や規制が国の意思決定システムに導入される速度が遅くなる兆しはありません。 実際、XNUMX 年にリオデジャネイロで開催された「地球サミット」の後、持続可能な開発の必要性に関してリオで行われた勧告に対応しようとする国際機関や各国政府として、EIA がますます使用されるようになりました。

EIAとは何ですか？

EIA の人気がますます高まっていることをどのように説明できますか? 政府、民間および公共部門の開発者、労働者、その家族、および彼らが住む地域社会のために何ができるでしょうか?

EIA の前に、高速道路、水力発電ダム、港湾、産業施設などの開発プロジェクトは、技術的、経済的、そしてもちろん政治的基盤に基づいて評価されていました。 そのようなプロジェクトには、達成すべき特定の経済的および社会的目的があり、許可、ライセンス、またはその他の種類の承認の発行に関与する意思決定者は、プロジェクトがそれらを達成するかどうかを知ることに関心がありました (政治的目的のために考案され、構築されたプロジェクトは脇に置いてください)。名声として）。 これには、経済調査 (通常は費用便益分析) と技術調査が必要でした。 残念なことに、これらの研究は環境への影響を考慮しておらず、時間が経つにつれて、そのような開発プロジェクトによって引き起こされる環境への損害が増加していることに多くの人々が気付くようになりました. 多くの場合、意図しない環境的および社会的影響が経済的コストにつながりました。 たとえば、アフリカのカリバ ダム (ザンビアとジンバブエの国境にある) は、人々が実践する伝統的な農業に適していない地域に多くの村を再定住させました。 再定住した地域では食料が不足し、政府は緊急の食料供給活動を開始しなければなりませんでした。 予想外の「アドオン」コストや環境被害の他の例により、従来のプロジェクト評価手法には、予想外の望ましくない影響の可能性を減らすために追加の側面が必要であるという認識が高まりました。

主要な開発プロジェクトから生じる可能性のある予期せぬ経済的損失に対する政府、非政府組織 (NGO)、および一般市民の間での認識の高まりは、環境の重要性に対する世界的な理解の同時進行と一致していました。 特に、人口増加の増加とそれに伴う経済活動の拡大の影響、およびそのような成長に環境上の制約があるかどうかに懸念が集中しました。 きれいな空気と水、および食料や木材などの再生可能な資源を維持するための地球規模の生物地球化学的およびその他のプロセスの重要性がますます認識されています。 その結果、多くの人は、環境はもはや受動的で終わりのない物資の配達者であり、人間の排泄物を受け取るものではないと確信していました. これは、開発プロセスの積極的な部分と見なされる必要があり、不適切に扱われると、開発目標を達成する可能性が低下する可能性があります。 この認識により、環境が損なわれたり改善されたりする程度を考慮して、環境を開発プロセスに組み込むための多くの手順または実践の開発と実装が行われました。 そのような手順の XNUMX つが EIA です。 全体的な目的は、環境破壊が飢饉や洪水などの生命を脅かす結果をもたらすという、ホモ・サピエンス全般、特に地元のグループのリスクを軽減することです。

基本的に、EIA は、提案された開発活動とその代替案の環境への影響を、その実施を決定する前に特定、予測、評価する手段です。 その目的は、EIA を、提案がその目的を満たしているかどうかをテストするために実行される標準、実行可能性前、実行可能性、評価、および設計活動に統合することです。 これらの研究と並行して EIA 作業を実施することにより、重大な悪影響 (および有益なもの) を早期に特定し、有害な影響を可能な限り「設計」することが可能になるはずです。 さらに、特典を強化することができます。 EIA の結果は、その場所、設計、および建設または運用の方法において、その環境への影響が許容可能であり、環境の悪化が問題を引き起こす可能性が低い限り、「環境に優しい」提案でなければなりません。 したがって、EIA は予防ツールであり、医療は適切なアナロジーを提供します。 地域医療の分野では、病気を治すよりも予防​​するほうが、経済的にも安価です。 開発プロセスでは、環境へのダメージを最小限に抑える方が (経済目標を達成しながら)、損害が発生した後に費用のかかるクリーンアップや修復活動に資金を提供するよりも優れています。

EIAの申請

EIA はどのような種類の開発活動に適用されますか? 標準的な答えや正しい答えはありません。 各国は、EIA の対象となる活動の種類と規模を決定します。 たとえば、小さな熱帯の島で提案されている 10 km の道路は重大な影響を引き起こす可能性がありますが、人口密度の低い大規模な半乾燥国での同様の道路は、おそらく環境的に中立です。 すべての国で、EIA は国の基準に従って「物理的な」開発プロジェクトに適用されます。 一部の国では、重大な環境影響を引き起こす可能性のある開発計画、プログラム、および政策 (エネルギー供給のセクター開発プログラムや国家開発計画など) にも EIA が適用されます。 この種の行動に EIA を適用している国には、米国、オランダ、中国があります。 ただし、そのような国は通常の慣行の例外です。 ほとんどの EIA は物理的な開発プロジェクト向けに準備されていますが、将来的に「戦略的」EIA の重要性が高まることは間違いありません。

EIA ではどのような影響が分析されますか? 繰り返しますが、これは国によって異なりますが、EIA の対象となる提案された活動の種類の場合ほどではありません。 与えられる通常の答えは「環境」への影響であり、それに対する必然的な反応は、「はい、でも「環境」とは何ですか?」というものになる可能性があります。 一般に、ほとんどの EIA は生物物理学的環境、つまり次のような要因への影響に焦点を当てています。

• 水質と量
• 空気の品質
• 生態系と生態学的プロセス
• 騒音レベル。

場合によっては、他の影響は考慮されません。 しかし、EIA を生物物理学的影響に限定することの限界が疑問視されており、ますます多くの EIA が環境の幅広い概念に基づいており、適切な場合には以下への影響を含んでいます。

• 地域社会（「社会的」影響）
• 地域経済
• 健康と安全
• 風景
• 文化資源（考古学的または史跡、地域社会にとって精神的に重要な環境的特徴など）。

この「環境」影響のより広い定義を説明するのに役立つ XNUMX つの理由があります。 第一に、提案が生物物理学的環境に及ぼす影響を考慮し、同時に、地域社会や住民に対する社会的、健康的、経済的影響を無視することは、社会的および政治的に受け入れられないことがわかっています。 この問題は、先進国、特に社会的および経済的目的が組み込まれた土地利用計画システムが弱い国々で支配的でした。

開発途上国では、この要因も存在し、補足的な説明が追加されています。 開発途上国の人口の大部分は、先進国よりも環境との直接的な関係がより緊密で、多くの点でより複雑です。 これは、地域社会とそのメンバーが環境と相互作用する方法が、環境的、社会的、経済的影響によって変化する可能性があることを意味します。 たとえば、貧しい地域では、2,400 MW の発電所などの主要な新しいプロジェクトによって、必要な大規模な労働力を提供するための新しい労働機会と社会インフラ (学校、診療所) が導入されます。 基本的に、地域経済に注入された収入は、発電所の地域を貧困の海にある繁栄の島にします。 これにより、貧しい人々がこの地域に引き寄せられ、仕事を得たり、新しい施設を利用したりして、生活水準を向上させようとしています。 すべてが成功するわけではありません。 失敗した人は、薪や木炭を提供するなどして、雇用されている人にサービスを提供しようとします。 これは、多くの場合、発電所から離れた場所で環境ストレスを引き起こします。 このような影響は、駅サイトで直接雇用されている労働者とその家族の流入による影響に加えて発生します。 このように、プロジェクトの主な誘発される社会的効果である移住によるものは、環境への影響を引き起こします。 これらの社会経済的影響が分析されていない場合、EIS はその主な目的の XNUMX つ、つまり、生物物理学的環境への影響を特定、予測、評価、および軽減することを達成できない危険にさらされます。

ほとんどすべてのプロジェクト関連の EIA は、外部環境、つまり敷地境界の外の環境に焦点を当てています。 これは EIA の歴史を反映しています。 上記のように、その起源は先進国にあります。 これらの国では、職業上の健康保護のための強力な法的枠組みがあり、EIA が外部環境だけでなく内部の労働環境にも焦点を当てることは適切ではありませんでした。

多くの開発途上国では、逆の状況が現実になっていることがよくあります。 このような文脈では、EIA、特に産業施設については、内部環境への影響を考慮することが適切と思われます。 内部の空気の質や騒音レベルの変化などの影響を考慮する主な焦点は、労働者の健康です。 ここで重要な側面が他に XNUMX つあります。 第一に、貧しい国では、病気、怪我、または死亡によって一家の稼ぎ手が失われると、家族の他のメンバーが所得水準を維持するために天然資源を利用せざるを得なくなる可能性があります。 多くの家族が影響を受ける場合、累積的な影響は局所的に重大になる可能性があります。 第二に、家族の健康は、労働者の衣服に付いて家庭に持ち込まれる化学物質によって直接影響を受ける可能性があります。 したがって、内部環境と外部環境の間には直接的なリンクがあります。 EIA に内部環境を含めることは、EIA の文献ではほとんど注目されておらず、EIA の法律、規制、およびガイドラインに含まれていないことが目立ちます。 しかし、現地の状況が適切である場合、EIA が労働者の健康の重要な問題や、労働者の身体的および精神的幸福の悪化の可能性のある外的影響に対処すべきではないという論理的または実際的な理由はありません。

EIA のコストと利点

おそらく、EIA に反対する人、または EIA に中立的な人が提起する最も頻繁な問題は、コストに関するものです。 EIS の準備には時間とリソースが必要であり、最終的には費用がかかります。 したがって、EIA の経済的側面を考慮することが重要です。

EIA 手続きを国に導入するための主なコストは、プロジェクトの投資家または提案者、および中央政府または地方政府 (手続きの性質による) にかかっています。 ほとんどすべての国で、プロジェクトの投資家または提案者は、プロジェクトの EIA の準備に費用を負担しています。 同様に、部門別投資戦略や地域開発計画の発案者 (通常は政府機関) は、EIA の費用を負担します。 先進国および開発途上国の証拠によると、EIS の作成コストは、プロジェクトの資本コストの 0.1% から 1% の範囲です。 この割合は、EIS で推奨されている緩和策を考慮に入れると増加する可能性があります。 コストは、推奨される緩和の種類によって異なります。 明らかに、生活水準が維持されるような方法で 5,000 世帯を再定住させることは、比較的費用のかかる作業です。 このような場合、EIS と緩和策のコストは、資本コストの 15 ～ 20% に上昇する可能性があります。 それ以外の場合は、1 ～ 5% になることがあります。 このような数字は、EIA が経済的負担であることを示しているように、過剰に見えるかもしれません。 EIA に費用がかかることは間違いありませんが、著者の経験では、EIA 準備の費用が原因で主要なプロジェクトが中止されたことはありません。

また、EIA 手続きは、システムの管理、EIS の処理とレビューに向ける必要のあるスタッフやその他のリソースから生じるコストを中央政府または地方政府に課します。 繰り返しになりますが、費用は、手順の性質と、年間に作成される EIS の数によって異なります。 著者は、このコストの平均値を提供しようとする計算を認識していません。

医療の例えに戻ると、病気の予防には、人口の健康という点で、将来および場合によっては長期にわたる分散した利益を確保するために、かなりの先行投資が必要であり、EIA も例外ではありません。 経済的利益は、提案者の視点だけでなく、政府やより広い社会の視点からも検討することができます。 提案者は、さまざまな方法で利益を得ることができます。

• 認可取得の遅延防止
• 廃棄物の流れの成分のリサイクルと回収を含む緩和策の特定
• よりクリーンな職場環境の構築
• より安価な代替品の識別。

これらすべてがすべての場合に機能するわけではありませんが、提案者が節約できる方法を検討することは有益です。

すべての国で、プロジェクトを実施および運営する前に、さまざまな許可、許可、承認が必要です。 承認手続きには時間がかかり、プロジェクトに反対があり、懸念を特定、検討、調査できる正式なメカニズムが存在しない場合、これは延長される可能性があります。 必然的な経済的および社会的進歩の兆候として、すべての開発を歓迎する受動的な人口の時代がほぼ終わったことに疑いの余地はないようです. すべてのプロジェクトは、地方、国内、および国際的な精査の対象となっています。たとえば、インドでは、Sardar Sarovar (Narmada) ダム複合体に対する継続的な反対が続いています。

この文脈において、EIA は、排除されないまでも、公衆の懸念に対処するためのメカニズムを提供します。 先進国 (英国など) での研究では、EIA が認可取得の遅延の可能性を減らす可能性を示しています。そして、時は金なりです! 実際、1970 年代後半の British Gas による調査では、EIA を使用しない場合よりも EIA を使用する場合の方が、認可を取得するのにかかる平均時間が短いことが示されました。

緩和の追加コストについて言及されていますが、反対の状況を検討する価値があります。 XNUMX つまたは複数の廃棄物の流れを生成する施設の場合、EIA は、回収またはリサイクル プロセスを使用して廃棄物負荷を削減する緩和策を特定する場合があります。 前者の場合、廃棄物の流れからコンポーネントを回収することで、提案者はそれを販売し (市場が利用可能であれば)、回収プロセスのコストをカバーしたり、利益を上げることさえできるかもしれません。 水などの要素をリサイクルすることで消費量を削減できるため、原材料への支出を抑えることができます。

EIA が内部環境に重点を置いている場合、労働条件は EIA がない場合よりも良くなるはずです。 清潔で安全な職場は、労働者の不満、病気、欠勤を減らします。 全体的な効果として、労働力の生産性が向上する可能性が高く、これも提案者または運営者にとって経済的なメリットとなります。

最後に、技術的および経済的な基準のみを使用して選択された優先オプションは、実際には最良の選択肢ではない可能性があります. ボツワナでは、水をハボローネ（首都）に輸送する前に貯水する場所が選ばれていました。 EIA が実施され、EIA 作業の早い段階で、環境への影響が著しく悪影響を与えることが判明しました。 調査作業中に、EIA チームは、EIA に含める許可を与えられた代替サイトを特定しました。 代替サイトの比較では、50 番目のオプションの環境への影響がそれほど深刻ではないことが示されました。 技術的および経済的研究により、サイトが技術的および経済的基準を満たしていることが示されました。 実際、XNUMX 番目のサイトは、環境へのダメージが少なく、建設コストが XNUMX% 削減されて当初の開発目標を達成できることがわかりました (IUCN およびボツワナ共和国政府、日付不明)。 当然のことながら、XNUMX 番目のオプションが実施され、提案者 (準国営組織) だけでなく、ボツワナの納税者全体に利益をもたらしました。 このような例は珍しいかもしれませんが、EIA 作業によってさまざまな開発オプションを「テスト」する機会が提供されたことを示しています。

EIA 手続きの主な利点は、政府、地域社会、個人など、社会の構成要素に分散しています。 EIA は、容認できないほどの環境悪化を防ぐことで、すべての人間の生命と活動が依存する本質的な「生命プロセス」を維持するのに役立ちます。 これは長期的かつ分散的な利点です。 特定の例では、EIA は、後で是正措置 (通常は費用がかかる) を必要とする局所的な環境損傷を回避できます。 通常、是正措置の費用は地方自治体または中央政府に課せられ、損害を引き起こした施設の提案者や運営者には課せられません。

最近の出来事、特にリオの「地球サミット」以来、開発活動の目的はゆっくりと変化しています。 最近まで、開発の目的は、特定の地域の経済的および社会的条件を改善することでした。 「持続可能性」の基準または目標の達成は、従来の目標のヒエラルキーの中心的な位置を占めるようになってきています (これらは依然として関連性があります)。 持続可能性を開発プロセスにおける重要な、あるいは主要な目標として導入することは、EIA が苦しんできた「仕事対環境」の不毛な議論の将来の存在に大きな影響を与えるでしょう。 この議論は、環境が開発プロセスの外側にあり、中を見ていたときにある程度の意味を持ちました。現在、環境は中心になりつつあり、議論は、仕事と健康的な環境の両方を持続可能な方法で結び付けるメカニズムに集中しています。 EIA は、持続可能性に向けて動き、達成するための重要なメカニズムの XNUMX つとして、重要かつ拡大する貢献を今でも持っています。

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将来の世代のために環境を保護する必要があるため、新たな環境問題について議論するだけでなく、それらを解決するための費用対効果が高く、環境に優しい戦略を特定することを進め、その結果として生じる対策を実施するための行動を取る必要があります。そのような議論。 環境の状態を改善し、環境を維持するための政策を確立することは、この世代とその後の世代の間でより優先されなければならないという十分な証拠があります. この信念は、政府、環境団体、産業界、学者、および一般大衆によって一般的に支持されていますが、現在の経済的利益を犠牲にすることなく環境条件を改善する方法についてはかなりの議論があります. さらに、環境保護は政治的に非常に重要な問題となっており、生態系の安定を確保することが多くの政治課題の最優先事項に押し上げられています。

環境を保護するための過去と現在の取り組みは、大部分が単一の問題のアプローチとして特徴付けられています。 それぞれの問題は、ケースバイケースで対処されています。 排出量が容易に特定できる点源汚染の問題については、環境負荷を低減する有効な手段となりました。 今日、状況はより複雑です。 現在、多くの汚染は、ある国から別の国に容易に運ばれる多数の非点源から発生しています。 さらに、私たち一人一人が日常の生活パターンを通じて、この総環境汚染負荷に貢献しています。 さまざまな非点源を特定するのは難しく、環境に影響を与える際にそれらが相互作用する方法はよくわかっていません。

より複雑でグローバルな性格の増加する環境問題は、是正措置を実施する上で、社会のいくつかの分野に大きな影響を与える可能性が最も高い. 環境保護において役割を果たすことができるようにするには、科学者、労働組合、非政府組織、企業、および国および政府レベルの権限機関、ならびにメディア。 したがって、必要な相互作用と提案された解決策への対応を得るために、セクターごとの関心のあるすべての分野が環境への野心において調整されることが重要です。 環境の質を向上させるという究極の目的に関しては、満場一致の見解がある可能性があります。 ただし、それらを達成するために必要なペース、手段、および時間について意見の相違がある可能性も同様です。

環境保護は、プラントの立地とプロセスおよび製品の技術的性能の両方において、産業およびビジネス部門にとってますます重要な戦略的問題になっています。 実業家は、事業の環境への影響を全体的に見ることができることにますます関心を寄せるようになっています。 製品関連の環境問題の重要性が増しているため、法規制はもはや唯一の決定要因ではありません。 環境に配慮した製品開発と環境に優しい製品または「グリーン」製品の概念は、生産者と消費者の間で広く受け入れられています。

実際、これは産業界にとって大きな課題です。 しかし、環境基準は、悪影響を避けるのが最も簡単な製品設計の初期段階では考慮されないことがよくあります。 最近まで、ほとんどの環境への影響は、製品設計ではなく、エンドオブパイプ制御とプロセス設計によって削減されていました。 その結果、多くの企業は、問題を防止するのではなく、問題を修正することに多くの時間を費やしています。 しかし、原材料の取得と製造から製品の使用と最終処分に至るまで、環境への影響をさまざまな生産段階と産業活動に組み込むための適切で受け入れられているアプローチを開発するには、多くの作業が必要です。

これらすべての新しい複雑な問題に対処する唯一の既知の概念は、問題へのライフサイクル アプローチのようです。 ライフサイクル アセスメント (LCA) は、将来の環境管理ツールとして広く認識されており、製品関連の問題が公の議論でより中心的な役割を担うようになっています。 LCA は、よりクリーンな生産戦略と環境設計に関するプログラムにとって価値のあるツールになることが期待されていますが、この概念は比較的新しく、環境に配慮したプロセスと製品開発のための一般的なツールとして受け入れられるには、将来の改良が必要になります。

ライフサイクルアセスメントの事業フレームワーク

製品とサービスを全体として見るために、ビジネス部門における環境保護に必要な新しいアプローチは、関連する意思決定と優先順位の設定を可能にする、共通の体系的で構造化されたアプローチの開発に関連付けられなければなりません。 このようなアプローチは、産業におけるさまざまな意思決定の状況や、科学技術の進歩に伴う新しいインプットをカバーするために、柔軟で拡張可能でなければなりません。 ただし、問題の特定、是正措置の調査、費用対効果の分析、最終的な評価と評価など、いくつかの基本的な原則と問題に基づいている必要があります (図 1)。

図 1. 産業界における環境保護対策の決定において優先順位を設定するための一連のステップの概要

問題の特定では、さまざまな種類の環境問題とその原因を明らかにする必要があります。 これらの判断は、さまざまな背景条件を考慮して、多面的に行われます。 職場環境と外部環境の間には確かに密接な関係があります。 したがって、環境を保護するという野心には、あらゆる種類の人間の活動に伴う外部環境への負担を最小限に抑えることと、よく計画された安全な職場環境の観点から従業員の福利を促進することの XNUMX つの側面を含める必要があります。

潜在的な是正措置の調査には、汚染物質の排出と再生不可能な天然資源の使用の両方を最小限に抑えるために利用可能なすべての実用的な代替手段を含める必要があります。 技術的解決策は、可能であれば、資源の使用と汚染負荷の両方を削減する上で期待される価値と、金銭的な観点から説明する必要があります。 コスト/ベネフィット分析は、製品の仕様と満たすべき要件、経済的実現可能性、および環境効率の観点から、特定された改善策のさまざまなアプローチを比較することにより、優先リストを作成することを目的としています。 しかし、経験上、環境資産を金銭的に表現しようとすると、しばしば大きな困難が生じることがわかっています。

評価と評価の段階は、提案された是正措置の有効性を最終的に判断するために必要な情報を提供するために、優先順位を設定する手順の不可欠な部分と見なされるべきです。 実施または実施された措置に続くアセスメントと評価の継続的な実施は、製品決定のための環境優先戦略の一般的決定モデルの最適化のための追加のフィードバックを提供します。 このようなモデルの戦略的価値は、環境の優先事項が新しいプロセスや製品の将来の計画手順の重要な部分になる可能性があることが徐々に明らかになったときに、業界で増加する可能性があります. LCA は、環境への放出を特定し、プロセス、製品、または活動によって引き起こされる関連する影響を評価するためのツールであるため、業界が環境に配慮した実用的でユーザーフレンドリーな意思決定モデルを模索する際の主要な手段として機能する可能性があります。製品開発。

ライフサイクルアセスメントの考え方

LCA の概念は、地球からの原材料の最初の収集から、すべての残留物が地球に返される時点まで、特定の活動に関連する環境への影響を評価することです。 したがって、この概念は「ゆりかごから墓場まで」評価と呼ばれることがよくあります。 ライフサイクル調査を実施する慣行は 1970 年代初頭から存在していましたが、全体的なプロセス、基礎となるデータ要件、固有の仮定、および調査の可能性を理解しやすくする方法で完全な手順を説明する包括的な試みはほとんどありませんでした。方法論を実践に活かす。 しかし、1992 年以降、LCA のさまざまな部分を理論的な観点から説明することに焦点を当てた多くのレポートが公開されています (Heijungs 1992; Vigon et al. 1992; Keoleian and Menerey 1993; Canadian Standards Association 1993; Society of Environmental Toxicology and Chemistry)。 1993）。 環境に配慮した製品開発で完全な LCA を実際に使用する際に、製品設計者の特定の視点を取り入れた実用的なガイドとハンドブックがいくつか発行されています (Ryding 1996)。

LCA は、プロセス、製品、活動、またはサービス システムに関連する環境負荷を評価するための客観的なプロセスとして定義されています。これらのエネルギーと材料の使用の影響を評価するために、使用され、環境に放出されたエネルギーと材料を特定および定量化し、環境への放出、および環境改善をもたらす機会の評価と実施。 この評価には、プロセス、製品、活動、またはサービスシステムのライフサイクル全体が含まれ、原材料の抽出と処理、製造、輸送と流通、使用、再利用、メンテナンス、リサイクル、最終処分が含まれます。

LCA を実行する主な目的は、活動と環境との相互作用を可能な限り完全に把握すること、人間活動の環境への影響の全体的および相互依存性の理解に貢献すること、および意思決定者に以下の情報を提供することです。環境改善の機会を特定する情報。

LCA 方法論のフレームワークは、目標の定義と範囲設定、インベントリ分析、影響評価と解釈の XNUMX つの要素で構成される段階的な計算作業です。 より広範な方法論の XNUMX つの構成要素として、これらの構成要素を単独で LCA として説明することはできません。 LCA には XNUMX つすべてを含める必要があります。 多くの場合、ライフサイクル調査はインベントリ分析に焦点を当てており、通常、LCI (ライフサイクル インベントリ) と呼ばれます。

目標の定義と範囲設定は、研究の目的とシステムの定義、つまりその範囲、機能単位 (システムが提供するパフォーマンスの尺度) の定義、および結果の品質保証のための手順の確立から構成されます。

LCA 調査を開始するときは、調査の目的を明確に定義することが非常に重要です。できれば、LCA を実施する理由と結果の使用目的を明確かつ明確に述べるという観点からです。 重要な考慮事項は、結果を企業内で使用して産業プロセスまたは製品の環境パフォーマンスを改善するか、または結果を外部で使用するか (たとえば、公共政策や消費者の購入の選択に影響を与える) を決定することです。 .

LCA 調査の明確な目標と目的を事前に設定しないと、インベントリ分析と影響評価が過度に行われ、最終的な結果が実際の意思決定に適切に使用されない可能性があります。 結果が環境負荷、特定の環境問題、または全体的な環境影響評価のいずれに焦点を当てるべきかを定義することは、インベントリ分析、分類/特徴付け、または評価を実施するかどうかを直接明確にします (図 2)。 ユーザーが使用したい複雑さのレベルを簡単に選択できるようにするために、連続するすべての LCA コンポーネントを「可視化」することが重要です。

図 2. ライフサイクル アセスメントの目的と完全性

よりクリーンな生産戦略、環境に配慮した設計、または環境に配慮した製品開発のための多くの一般的なプログラムでは、主な目的は、多くの場合、製品のライフ サイクル中の全体的な環境への影響を低減することです。 これらの要求を満たすために、高度に集約された形式の環境影響評価に到達する必要がある場合があります。これは、さまざまな環境影響を相互に比較検討するためのスコアリング システムの一般的に受け入れられている評価アプローチを特定する必要性を強調するものです。

LCA の範囲は、システム、境界、データ要件、仮定、および制限を定義します。 範囲は、分析の幅と深さが、表明された目的とすべての境界と互換性があり、対処するのに十分であること、および仮定が明確に述べられ、理解しやすく、目に見えるものであることを保証するために十分に定義する必要があります。 ただし、LCA は反復プロセスであるため、場合によっては、範囲に含まれるすべての側面を恒久的に修正しない方がよい場合があります。 修正を行い、新しい仮定を設定するために、得られた結果に対する LCA 調査の目的と範囲の継続的なテストと検証を可能にするために、感度とエラー分析の使用が推奨されます。

在庫分析は、プロセス、製品、活動、またはサービスシステムのライフサイクル全体を通じて、エネルギーと原材料の要件、大気排出、水系排出物、固形廃棄物、およびその他の環境放出を定量化する客観的なデータベースのプロセスです (図 3)。

図 3. ライフサイクル インベントリ分析における段階的な要素。

在庫分析におけるインプットとアウトプットの計算は、定義されたシステムを参照します。 多くの場合、処理操作は複数の出力を生成します。このような複雑なシステムを、それぞれが XNUMX つの製品を生成する一連の個別のサブプロセスに分割することが重要です。 建設資材の製造では、原材料の調達から最終製品までの各サブプロセスで汚染物質の排出が発生します。 生産プロセス全体は「プロセス ツリー」で表すことができます。幹は材料とエネルギーの流れのメイン チェーンと見なすことができ、枝はサブプロセスを表し、葉は汚染物質排出などの具体的な数値を表すことができます。 . 一緒にすると、これらのサブプロセスは、元の単一システムの連産品の全体的な特性を持ちます。

在庫分析で得られたデータの精度を見積もるには、感度と誤差の分析をお勧めします。 したがって、使用されるすべてのデータには、信頼性だけでなく、ソース、出所などに関する関連情報を「ラベル付け」して、将来のデータの更新と改良を容易にする必要があります (いわゆるメタデータ)。 感度とエラー分析を使用することで、LCA 調査の結果にとって非常に重要な重要なデータが特定され、その信頼性を高めるためにさらなる努力が必要になる可能性があります。

影響評価は、インベントリ コンポーネントで特定された環境負荷の影響を特徴付け、評価するための技術的、定性的および/または定量的プロセスです。 評価では、生息地の変更や騒音公害などの影響だけでなく、生態学的および人間の健康に関する考慮事項にも対処する必要があります。 影響評価コンポーネントは、分類、特徴付け、および評価という 4 つの連続したステップとして特徴付けることができます。これらのステップはすべて、インベントリ分析で特定された環境負荷の影響をさまざまな集計レベルで解釈します (図 XNUMX)。 分類は、インベントリ分析をいくつかの影響カテゴリにグループ化するステップです。 特徴付けは、分析と定量化が行われるステップであり、可能であれば、特定の影響カテゴリ内の影響の集計が実行されます。 評価は、さまざまな特定の影響カテゴリのデータを重み付けして、それらを相互に比較して、影響評価のデータのさらなる解釈と集計に到達できるようにするステップです。

図 4. 影響評価コンポーネントにおける連続レベルのデータ集約の概念フレームワーク

分類段階では、影響は、資源の枯渇、生態系の健康、および人間の健康という一般的な保護分野に分類される場合があります。 これらの領域は、これらのプロセスに関する現在の科学的知識と一致する見方を可能にするために、関連する環境プロセスに焦点を当てることが望ましい、特定の影響カテゴリにさらに分割することができます。

データを観察不能影響濃度または環境基準に関連付ける、ばく露と影響の両方をモデル化し、これらのモデルをサイト固有の方法で適用する、またはさまざまな影響カテゴリに等価係数を使用するなど、特徴付けにはさまざまなアプローチがあります。 さらなるアプローチは、各影響カテゴリの集計データを特定の地域における実際の影響の大きさに正規化して、異なる影響カテゴリからのデータの比較可能性を高めることです。

評価は、影響評価のデータをさらに集約することを目的としており、おそらく最も激しい議論を引き起こした LCA コンポーネントです。 多くの場合、意思決定理論手法と呼ばれるいくつかのアプローチは、評価を合理的で明示的な方法にする可能性があると主張されています。 評価の原則は、科学的、政治的、または社会的判断に基づいている可能性があり、現在、XNUMX つの視点すべてをカバーする利用可能なアプローチがあります。 特に重要なのは、感度とエラー分析の使用です。 感度分析により、データの不確実性のために、XNUMX つのプロセスまたは製品の代替案間の優先順位を変更する可能性のある、選択された評価基準を特定できます。 エラー分析は、ある代替製品が競合製品よりも環境に優しい可能性を示すために使用される場合があります。

多くの人は、評価は主に社会的価値と好みに関する情報に基づいている必要があるという意見です。 しかし、信頼できる一般的に受け入れられている評価方法が満たすべき特定の要件を定義した人はまだ誰もいません。 図 5 に、潜在的な価値の特定の要件をいくつか示します。 しかし、人間活動の環境への影響の「深刻さ」を評価するための評価システムは、主に主観的な価値判断に基づいている必要があることを明確に強調する必要があります。 そのような評価について、世界中のすべての状況に適用できる基準を確立することはおそらく不可能です。

図 5. LCA 評価方法で満たすべき推奨要件のリスト

結果の解釈は、製品、プロセス、または活動のライフサイクル全体を通じて、エネルギーと原材料の使用および廃棄物排出に関連する環境負荷を削減する必要性と機会を体系的に評価することです。 この評価には、製品設計、原材料の使用、工業処理、消費者の要求、廃棄物管理の変更など、定量的および定性的な改善手段が含まれる場合があります。

結果の解釈は、調査中のプロセスまたは製品の環境への影響または負担を軽減するためのオプションが特定および評価される LCA の構成要素です。 これは、プロセスと製品設計の改善のためのオプションの特定、評価、および選択を扱います。つまり、意図した機能と性能特性を満たしながら、関連する環境負荷を最小限に抑えるためのプロセスまたは製品の技術的再設計です。 背景データに存在する不確実性の影響と、結果を達成するために使用される基準について意思決定者を導き、研究中のプロセスと製品に関して誤った結論を下すリスクを減らすことが重要です。 繰り返しますが、LCA 方法論の信頼性を得るには、感度と誤差の分析が必要です。これは、意思決定者に (1) 結論を強化するためにさらに検討および改良する必要がある主要なパラメーターと仮定に関する情報を提供するためです。 2) プロセスまたは製品の代替案間の総環境負荷の計算された差の統計的有意性。

解釈コンポーネントは、最も文書化されていない LCA の一部として特定されています。 しかし、学界、コンサルタント会社、および多くの企業の人々による包括的な取り組みとして実施されたいくつかの大規模な LCA 研究の予備的な結果はすべて、一般的な観点から、製品による重大な環境負荷が製品の使用に関連しているように見えることを示しています (図 6)。 . したがって、製品開発を通じて環境への影響を最小限に抑えるための業界主導のイニシアチブの可能性が存在するようです。

図 6. 製品のライフサイクルのどこで主要な環境負荷が発生するかについての一般的な経験の概要

LCA に基づく環境に配慮した製品開発の国際的な経験に関する研究 (Ryding 1994) は、LCA の有望な一般的な適用は、(1) 製品に関する長期戦略計画のガイダンスを提供するための基礎を形成するために企業が内部で使用することであると思われることを示しました。 (2) 社会計画と意思決定の一般的な目的に合わせて、規制機関や当局がある程度使用するため。 精査中の特定の活動の「上流」と「下流」の両方における環境影響に関する LCA 情報を作成して使用することにより、企業経営と規制政策決定の両方で決定の基礎となる新しいパラダイムが作成される可能性があります。

要約

環境への人間の脅威に関する知識は、それらを解決する私たちの能力よりも速く成長しているようです. したがって、環境分野での意思決定は、他の分野よりも大きな不確実性を伴って行わなければならないことがよくあります。 さらに、通常、非常に小さな安全マージンが存在します。 現在の生態学的および技術的知識は、環境を保護するための完全で確実な戦略を提供するには必ずしも十分ではありません。 行動を起こす前に、環境ストレスに対するすべての生態学的反応を完全に理解することは不可能です。 しかし、完全で反駁できない科学的証拠がないからといって、汚染削減プログラムに関する決定や実施を思いとどまらせるべきではありません。 行動を起こす前に、すべての生態学的問題が科学的に実証されるまで待つことはできません。そのような遅れによって生じる可能性のある損害は、取り返しのつかないものになる可能性があります。 したがって、ほとんどの問題の意味と範囲は、行動を正当化するのに十分な程度にすでに知られており、多くの場合、ほとんどの環境問題に対して効果的な是正措置を開始するのに十分な知識が手元にあります.

ライフサイクル アセスメントは、将来の複雑な環境問題に対処するための新しい概念を提供します。 ただし、提示されたすべての質問に対する近道や簡単な答えはありません。 環境問題に対処するための全体論的アプローチの急速な採用により、対処する必要がある新しい側面に関する私たちの知識に多くのギャップがあることが明らかになるでしょう。 また、使用される可能性のある利用可能なデータは、多くの場合、他の目的を意図したものです。 あらゆる困難にもかかわらず、LCA が改善されるまで使用を待つことに異論はありません。 LCA を実施したくないことを正当化するためにそのような議論を使用したい場合、現在の LCA の概念に問題や不確実性を見つけることは決して難しいことではありません。 あらゆる困難にもかかわらず、環境側面への全体論的なライフサイクル アプローチを求める価値があるかどうかを判断する必要があります。 LCA を使用すればするほど、その構造、機能、および適用性に関する知識が得られます。これは、継続的な改善を確実にするためのフィードバックの最良の保証となります。

今日 LCA を利用することは、議論の余地のない知識よりも意志と野心の問題かもしれません。 LCA の全体的な考え方は、現在の科学的および技術的知識を最大限に活用し、その結果を知的かつ謙虚な方法で利用することでなければなりません。 このようなアプローチは、おそらく信頼性を得るでしょう。

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