國立臺灣大學工學院環境工程學研究所 博士論文
Graduate Institute of Environmental Engineering College of Engineering
National Taiwan University Doctoral Dissertation
台灣政策環境影響評估制度分析 :以台灣能源政策為 例
An Analysis of Taiwan Strategic Environmental Assessment: A Case Study of Taiwan Energy Policy
吳衍諭 Yen-yu Wu
指導教授：馬鴻文博士 Advisor: Hwong-Wen Ma, Ph.D.
中華民國 108 年 7 月
July 2019
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誌謝
謝謝很多人，包含各位老師、學長姐、各位同學、學弟妹以及好朋友 還有我爸媽
從各位身上，能學到方法、技能、態度以及陪伴的親情及友情 本以為博士是不斷探索的旅程
但越到後來發現
這不是探索之旅 因為探索是將博士視為一個終點 是在路途中去累積所需要的 知識與能力
但我認為 博士不是終點 也不只是學位 對我來說 她是一個起點 一個自我同意 自己就是個能夠有自信地在每個旅程都活出自我道路的標誌 或說象徵
博士應該以開展自我生命為期許 將豐盛的能量灌注在往後的生命中
社會應該是因為多了一位博士而越來越幸福 而不只是多了一位會發表期刊的專 業人士 或是反而因為知識的堅持而增加許多單純辯論的機會
我很開心得到了學位
我也很開心能夠在這段時間 找到信心之道 悅能之道(各自解讀吧哈哈) 希望往後能與這世界繼續分享 這好玩的一切
包含環境議題、策略思考與靈感創意
我是一個擁有環境覺察力的人 期待未來能陪伴各位看透環境問題根源 並發展 出解決環境問題的好點子!不要只聚焦在污染 應該多發展有趣的環境管理模式!
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摘要
政策環境影響評估制度(簡稱政策環評)在歐盟制定了政策環評指令後(2001 年)，
被各國應用在更多的實際案例上。政策環評制度目前在台灣已累計一些經驗(實 施過 30 個案例)，包含作成徵詢意見、補正中還有已退回的案件。其中，能源開 發政策環評屬於少數的全國性，牽涉利益相關人甚廣的案例。從一開始政策研擬，
到福島核災後的撤回，以及撤回後相關單位仍然在做許多的準備工作，包含了各 種替代方案研擬、數場專家會議、範疇界定會議以及公開說明會。本研究選取的 案例為福島核災後，能源局於內部已完成的能源開發政策環評報告書(包含 2015 年開完分區說明會)的版本，但並無送進環保署。此版本為目前能源政策環評的 最新版本(至 2019 年)。研究的主要目標為探討目前政策環評在應用上的限制，
包含兩大層面，一為衝擊評估方法的不成熟，二為政策規劃中環境思考與整合的 挑戰。第一個層面本研究整合生命週期評估法於政策環評流程，並探討政策規劃、
範疇界定會議以及衝擊評估上的整合效益。第二個層面則利用深度訪談及模板分 析法，訪談21 位能源開發政策環評的利益關係人，探討目前政策環評程序中，
環境思考的挑戰以及如何進一步強化環境思考的效益。
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Abstract
Strategic environmental assessment (SEA) has been implemented in many policies in the European Union since 2001. In Taiwan, SEA has been implemented for 28 cases since 2001, which includes various types of policies. National energy policy is the most challenging type. There are three most important steps in SEA process:
alternative planning, scoping, and impact assessment. However, the current limitation of method application affects the effectiveness of SEA. In this case, life cycle assessment (LCA) is integrated with SEA for clarifying the role of LCA in whole SEA process. The method of combining LCA and SEA has been developed and is applied in a case of Taiwan's energy policy. Benefits from LCA in alternative planning, scoping, and impact assessment steps are explored. However, integrating SEA and policy planning processes is challenging owing to institutional challenges and/or political problems. We aimed to explore the challenges of this integration process through in-depth interviews with core stakeholders in Taiwan energy policy making.
Our results reveal three main types of challenge related to policy planning, SEA implementation, and difficulties in dealing with environmental issues. The first includes the policy planning model, transparency in the policy planning process, and controversial issues clarification; the second includes the different types of SEA purposes, unclear feedback on policy planning, and public participation limitation; the third includes a lack of knowledge of brokerage processes, scientific uncertainty, the role of the Taiwan EPA (TEPA) for environmental thinking, and the influence of local information in policy planning. The results of this study can be applied to countries that use impact-oriented SEA (currently the most common type of SEA) and consider environmental issues during the energy policy planning process
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目錄
一、研究背景 ... 1
1.1 台灣政策環評推動現況及問題 ... 2
1.2 研究架構與流程 ... 5
二、文獻回顧 ... 6
2.1 政策環評現況及其程序 ... 6
2.2 衝擊評估 (impact assessment) ... 8
2.3 政策環評之衝擊評估方法考量 ... 9
2.4 生命週期評估簡介 ... 9
2.5 生命週期評估應用於衝擊評估 ... 14
2.6 政策環評中的環境思考(environmental thinking in SEA) ... 16
2.6.1 不同的政策規劃模式 ... 16
2.6.2 衝擊評估導向政策環評的環境思考 ... 18
2.6.3 策略導向政策環評的環境思考 ... 20
2.6.4 政策規劃中的環境思考 ... 26
2.6.5 環境思考的挑戰 ... 27
三、研究方法 ... 32
3.1 生命週期衝擊評估方法與政策環評流程的整合 ... 32
3.1.1 政策環評流程主要程序 ... 32
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3.1.2 生命週期評估整合政策環評程序 ... 33
3.2 深度訪談法：如何促進政策環評的環境思考於政策規劃過程 ... 36
四、案例分析 ... 41
五、結果與討論：衝擊評估改善 ... 45
5.1 政策規劃步驟 ... 45
5.1.1 環境影響評估法規規範 ... 45
5.1.2 政策環評操作現況 ... 45
5.1.3 LCA 對替代方案的貢獻 ... 48
5.2 範疇界定 ... 50
5.2.1 環境影響評估法規規範 ... 50
5.2.2 政策環評操作現況 ... 51
5.2.3 LCA 對於範疇界定的效益 ... 52
5.3 衝擊評估階段：環境面向 ... 54
5.3.1 環境影響評估法規規範 ... 54
5.3.2 政策環評操作現況 ... 54
5.3.2.1 生命週期盤查資料分析 ... 55
5.3.2.2 生命週期衝擊評估 ... 56
5.3.2.3 生命週期衝擊評估結果闡釋 ... 57
六、結果與討論：整合環境思考在規劃過程的挑戰 ... 63
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6.1 政策規劃面向 ... 63
6.2 政策環評操作面向 ... 72
6.3 環境議題面向 ... 85
6.4 政策規劃整合環境思考之探討：可能的改善方向 ... 93
七、討論與政策建議 ... 108
參考文獻 ... 112
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圖目錄
圖 1.1 研究架構流程圖……….5
圖 2.1生命週期評估架構(ISO 14040定義) ………...…11
圖 3.1 生命週期評估方法整合於政策環評之流程圖………...35
圖 3.2 研究方法流程圖………...39
圖 3.3 訪談文本模板式分析流程圖………40
圖 5.1 電力高需求情境下 LCA 結果與基線年之比較………...60
圖 5.2 電力低需求情境下 LCA 結果與基線年之比較………...61
圖 7.1 兼具量化衝擊與環境思考整合之政策環評流程………….…111
viii
表目錄
表 2.1 SEA Protocol 中應包含政策環評之元素………..7
表 2.2 ISO 14040 系列彙整………..………10
表 2.3 常見的衝擊類別與類別指標………...…13
表 2.4 不同政策模式與解決手段差異………...……20
表 2.5 環境思考相關文獻分析………...24
表 3.1 本研究的受訪者………...36
表 4.1 2016 年至 2035 年能源需求情境設計………..42
表 4.2 六個能源政策替代方案內容與能源排序…..……….44
表 5.1 政策目標、替代方案及環境思考……….46
表 5.2 因應不同方案目標不同能源之排序………...48
表 5.3 能源政策環評關鍵衝擊評估項目及細項………...52
表 5.4 生命衝擊汙染盤查資訊及評估指標………...55
表 5.5 LCA 量化及質化結果………...59
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一、研究背景
目前台灣最上位能源政策的大方向會參考三種來源，一是全國能源會議，二 是行政院的政策方向(或是執政黨的能源政策方向)，三是能源相關法規(主要為能 源管理法以及依法訂定之能源發展綱領)。其中最接近一次的全國能源會議為 2015 年的舉辦最後全體大會的第四次全國能源會議(2014 年底為分區會議蒐集意 見及釐清意見)，會議主軸聚焦於 「未來電力哪裡來？」，就「需求有效節流」、
「供給穩定開源」、 「環境低碳永續」等三項核心議題邀請民眾一同參與提出欲 討論之意見，經過開會共同討論後，作成共同意見及其他意見。會後並依照共同 意見形成 139 項具體行動計畫來執行。因此全國能源會議的結論可說是能源政 策規劃的重要基礎，而從最近這次的會議主題之一「環境低碳永續」，也可以發 現如何在規劃能源政策時，考量提供足夠電力外，也同時考量環境議題是近期國 家能源政策主軸。
同時，依據環評法規正面表列出能源政策為可能重大影響環境之虞的政策之 一 ， 因 此 能 源 政 策 也 於 2007 年 進 入 正 式 的 政 策 環 境 影 響 評 估 (strategic environmental assessment, SEA)程序。政策環境影響評估(簡稱政策環評)為一適當 的 工 具 來 評 估 並 提 升 計 畫 、 方 案(EU, 2001)或政策的永續性(Illsley, 2014;
Partidario, 2007)，然而國際上在 2000 年時，對於政策環評的定義仍然是模糊的 (Brown and Thérivel, 2000)，例如：政策環評要如何與其他規劃工具整合？其跟 決策與政策形成的關係又為何？而在近幾年，則有越來越多實際的案例探討（應 用在土地政策、廢棄物政策、能源政策等政策層級，或是都市區域規劃層級等案 例），完成許多政策環評報告書(Tetlow and Hanush, 2012)。因此如何從做中學，
並探討各國家的制度特性，以及探討政策環評的效益成為目前趨勢。且由於政策 環評為程序性方法，因此每個步驟皆有許多操作空間，或整合不同的評估方法 (Jeswani et al., 2010)。
政策環評在操作程序中會有數個步驟。第一步驟通常為範疇界定會議，或者 是開始於政策規劃階段，這要視採用的政策環評的類型而定，目前主要分類有衝 擊導向政策環評(impact-oriented SEA)以及策略導向政策環評(strategic-oriented SEA)兩類(Noble and Nwanekezie, 2017)。由於政策環評目標以及政策目標的不同，
2
政策環評類型的選擇也會不同(Noble and Nwanekezie, 2017; World Bank, 2012)。
目前應用於台灣能源開發政策的是衝擊導向式政策環評 (impact-oriented SEA)，
也是目前國際上最普遍的應用型式。此類型政策環評目標為評估政策、計畫或方 案的物理性衝擊面向，通常會包含環境衝擊，而社會或經濟衝擊則視情況而定。
因此，在政策環評流程中，最主要的功能就是衝擊評估此步驟，這步驟的操作方 式與一般的個案環評非常相似，當然選用的評估方法因為評估主體、時間空間尺 度都差異甚大，因此會與環評不同。也由於此類型的政策環評在操作邏輯上與個 案環評相似，且環評在台灣的經驗豐富，因此政策環評操作者(本案例為能源局) 也會更傾向於操作此類型。目前環評法規，也可以滿足目前的政策環評操作方式，
法規設計是以衝擊評估為主軸，因此規範中提供相當多的評估項目類別供操作者 參考。
1.1 台灣政策環評推動現況及問題
而台灣從1994 年環境影響評估法公佈實行後，環保署即開始著手政策環境 影響評估作業辦法的研擬。然在台灣立法過程中，缺乏對個案開發行為的環評與 政策環評的差異性進行細緻討論(葉俊榮，2001)，因此，雖然立法時認知兩者確 有不同，但卻缺乏規範來引導出政策環評執行上與個案環評的先天差異。因此在 執行政策環評時，其實存在許多模糊空間。也因此，目前政策環評說明書的實際 操作情形，其實跟相關單位（政府單位或智庫）如何對政策環評的認知息息相關，
並無統一的規範。
目前環評法規中對於政策環評流程有所規範主要有兩條，其規範中的元素大 致上與歐盟政策環評指令（SEA Directive）相符，包含：1. 政策篩選：由法律規 定應納入可能影響環境之政策類型、2. 製作評估說明書與、3. 公眾參與。一為 環評法26 條，二為政策環境影響評估說明書操作辦法。前者主要規定何種政策 類型應該進行政策環評，以正面表列方式列出；後者則涵蓋應描述於政策環評報 告書的細節，包含政策環評報告的內容，衝擊評估項目及內容，以及評估結果呈 現方式。
另外製作評估說明書包含以下元素： 一、政策研提機關及其他相關機關之 名稱；二、政策之名稱及其目的；三、政策之背景及內容；四、替代方案分析；
五、政策可能造成環境影響之評定；六、減輕或避免環境影響之因應對策；七、
3
結論及建議。另外公眾參與則規定：政策研提機關作成之評估說明書，應徵詢中 央主管機關意見，並得徵詢相關機關或團體意見，予以參酌修正。因此台灣的政 策環評多在評估報告完成後舉行公開說明會，以能源政策為例，分別在台灣東部、
西部、南部及北部舉行四場。而通常在衝擊評估之前，也會舉行範疇界定會議，
以搜集各方意見。
進一步來說，法規上雖然對於何種政策需要政策環評有交待，然而其他規範 細節較為缺乏。例如對於衝擊評估方法的選用，公眾參與的的人數以及舉行方式、
範疇界定會議的規範與場次……等並沒有明確的規範可循。
目前政策環評的定義及應用範疇尚在探索階段，其應用潛力尚未完全展現。
以衝擊評估階段來說，由於大部分政策環評案例皆是使用衝擊評估導向的政策環 評，因此探索何種衝擊評估方法適合整合到政策環評相當重要(Finnveden et al., 2003)。此部分對於改善評估結果的不確定性，以及提供決策者的資訊參考相當 重要，尤其早期的政策環評是以質性評評估方法為主，缺少量化衝擊評估數據的 支持，決策者很難仔細比較各方案評估結果優劣。
而國際上目前雖仍以應用於衝擊評估結果估算為政策環評主要目的，然而單 純評估各方案的環境衝擊，不一定能實質的改變政策具有的永續性，也通常無法 重新規劃出一個具永續性的政策。同時在2010 年後，越來越多政策環評案例的 實際應用出現(Sadler et al., 2010)，因此許多研究開始評估政策環評的效益(SEA effectiveness)為何(Bina, 2008; Tetlow and Hanusch, 2012)。這些研究包含政策環評 影響政策的程度有多少，以及如何改善影響性 (Runhaar and Driessen, 2007;
Stoeglehner et al., 2009)，以及主要影響政策環評的效益的因子有哪些 (Li et al., 2016)。另一些研究則定義何謂效益，甚至是擴大效益的定義，因此執行後產生 效益的認知隨著不同研究可能有不同解讀。舉例而言，直接效益 (direct
effectiveness)意謂政策環評是否有直接強化政策的環境思考效果，使政策規劃納 入環境考量；而間接效益 (indirect effectiveness)則代表政策環評產生了強化政策 規劃以外的效果，例如學習上的效果、治理、發展或是價值觀轉型等 (Cashmore et al., 2008)。因此討論執行政策環評過程所產生的優點及限制是必要的，可以據 此強化政策環評執行的效益 (Nitz and Brown, 2001)，且不會讓每個案例因為操作 者的不同產生效益上的差距。
上述研究發現目前普遍的衝擊導向政策環評效益不佳，原因不只是評估方法
4
本身，還有政府體制(Slootweg and Jones, 2011; Jiliberto, 2012)、政策規劃模式 (Ahmed and Sanchéz-Triana, 2008)、公眾參與深度(Illsley et al., 2014; Rega and Baldizzone, 2015)、利益相關人的溝通過程等因素(Vicente and Partidario, 2006;
Gao et al., 2013; Monteiro and Partidário, 2017)。
也因此，除了上述的衝擊評估方法的整合研究，另一部分則是著重政策環評 策略性的本質，也就是如何真正提供具環境意義的方案，使政策規劃的結果相較 於沒有使用政策環評更具永續性。此部分的研究，由於偏向的重點與衝擊評估核 心有所不同(也與個案環評的核心不同)，因此可以被歸類為策略性導向政策環評 類型，這類型探討牽涉到政策環評流程與政策規劃過程的整合，通常策略型政策 環評會較衝擊導向是政策環評有更大機會在政策規劃階段，及早整合政策環評流 程，因此政策環評的核心理念，也就是在政策規劃過程納入環境思考，有較佳機 會整合在政策規劃過程。
總結來說，當政策環評整合於能源政策，以及在政策規劃過程考量環境因素 實目前存在許多挑戰。這些困難不只是量化及科學事實上的挑戰，包括衝擊評估 方法的選擇以及如何精確的反應衝擊評估結果。也同時包含操作機制上、法規上 或政治上的議題。因此在後續的研究結果中，會針對兩面向作探討：
因此本研究會探索兩個主題：
一、政策環評衝擊評估改善：生命週期衝擊評估方法與政策環評流程的整合 二、政策環評環境思考改善：如何促進政策環評的環境思考於政策規劃過程
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1.2 研究架構與流程
圖1.1 研究架構流程圖 深度訪談 研究方法
確立研究問 題與目標 分析案例選定
文獻回顧
政策環評
衝擊評估 不同政策環 評模式
政策規劃與環 境思考
衝擊評估流 程整合
政策規劃 政策環評操作 環境議題 生命週期評估 環境思考挑戰
衝擊評估結 果闡釋
環境思考挑戰結果 討論
6
二、文獻回顧 2.1 政策環評現況及其程序
政策環評以評估焦點可分為衝擊導向政策環評（impact–oriented SEA）與機 制回饋政策環評（institution-centered approach to SEA）（World bank, 2012）。世 界銀行綜合報告顯示政策環評實施後，各國認為過去對政策環評的認知為一種環 境評估的方法，目的在於提出伴隨著計劃及方案所衍生的環境衝擊；此概念可視 為 SEA 最初的想法，此想法衍生自個案環評而來，且已被廣泛使用，此種較適 用於計畫或方案層級，即為衝擊導向政策環評。而另一種理解 SEA 的方式則以 機制為焦點，較適用於政策層級的 SEA，因此層級的應用需要處理到更多跨領 域，或是政府治理機制上的問題，而非僅僅是衝擊上的預測，即為機制回饋政策 環評（World bank, 2012）。由於大多數的文獻皆將第二類的政策環評名稱作策 略導向式政策環評(strategic-oriented SEA)，因此本研究在後續的研究中，依據 Noble and Nwanekezie (2017)的分類，將上述世界銀行報告中的機制回饋政策環 評，通稱為策略導向政策環評(strategic-oriented SEA)，以做名詞上的統一。
目前大多數國家對於政策環評的應用仍屬於衝擊導向政策環評，因此如何結 合不同的衝擊評估方法，以減少預測衝擊上的不確定性顯得相當重要。由於本研 究亦以衝擊導向政策環評為探討重點，因此提出整合生命週期評估方法於政策環 評程序中可有效降低預測衝擊之不確定性。於此，首先說明目前國際上政策環評 的程序主要涵蓋哪些元素，並說明元素的內涵，以瞭解這些元素於整個政策環評 程序中扮演的角色。
目前國際上對於政策環評並較缺乏一致性的細部規範，但有大綱可依循，尤 其自2001 年歐盟政策環評指令發佈以及 2003 年政策環評議定書（SEA Protocol）
簽署後，上述兩文件皆有提到政策環評實施於計畫及方案時應包含的元素項目極 為相似。以政策環評議定書的規範為例，關鍵元素如下表所示，包括：適用範圍 (field of application)及篩選(screening)、範疇界定、環境報告書、公眾參與、環境 及健康部門協商、跨境諮詢、決策及監測。
政策環評議定書與歐盟政策環評指令發佈後，各國逐漸將議定書與指令內的 精髓納入各國法令中，並為計畫及方案建構了政策環評的適當步驟。但是政策環 評對於改善政策施行時可能造成的環境衝擊評估效用不大；原因為目前國際上對
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於政策環評並無一致性的細部規範，也就是每一個步驟該如何執行並無通用指引 可參考，且各個案例特性，政策目標，國家決策流程也差異甚大，因此評估結果 也常有爭議。相關研究指出政策環評施行多年以來，遭遇了多項的困難，包括評 估的範疇界定、替代方案的合理性、環境報告書的品質及監測政策實施的效果。
研究中也提到可以透過加強現有政策環評步驟中的不足(範疇界定、監測及後續 行動)以及方法學建立(評估累積性影響，及將健康因素考量於政策環評過程)等提 高政策環評的效果。總合上述困難與改善，本研究認為可以藉由融合政策環評與 生命週期評估強化政策目標與替代方案階段的合理性、範疇界定階段的完整性與 衝擊評估階段的豐富與客觀性。
表2.1 SEA Protocol 中應包含政策環評之元素
項目 內涵
1. 適用範圍(field of application)及篩選
(screening) 政策會被決定是否進行政策環評，由於成 本關係，無法對每個政策都進行評估。
2. 範疇界定( Scoping) 此過程決定應被納入環境報告書
(environmental report)的元素(包括衝擊的 種類、替代方案)及之後的評估過程如何 被進行(時間架構、方法學)。此過程應及 早進行，且應該與主管機關、相關可能受 影響之團體，及大眾諮詢。
3. 環境報告書(Environmental Report) 依據範疇界定結果，提供大眾及當局 (authorities)商議政策可能造成環境及健 康之影響。
4. 公眾參與(Participation of the public) 此過程可能在範疇界定或篩選過程中就 已開始。在政策草案及環境報告書中，公 眾意見需被採納。
5. 環境及健康部門協商(Consultation of the environmental and health
authorities)
在政策草案及環境報告書中，需諮詢環保 及健康部門的意見，此過程可能與大眾諮 詢一起發生。
6. 跨境諮詢(transboundary
consultation) 如果此政策可能造成跨境的衝擊，在政策 草案及環境報告書中需要與受影響的(議 定書)成員及大眾協商。
7. 決策(Decision) 決策者在決策過程中需要參考環境報告 書、公眾諮詢及相關當局的意見(包括國 內及任何受影響之成員)。最後作成之決 定及判斷理由需要公開。
8. 監測(Monitoring) 決策後仍要持續監測可能造成環境及健 康之衝擊，需要對事先沒有預測到的衝擊 作補救，並將監測結果公開。
資料來源：Sadler et al. (2011)
8
2.2 衝擊評估 (impact assessment)
衝擊評估（Impact assessment）為一個程序(process)，用以定義現在或預期行 動可能發生的未來結果；並且提供各層級的決策單位修正行動的建議，上自政策 下至開發計畫。衝擊評估主要的目標包含1.分析預期行動的生物物理、社會、經 濟及制度面的結果作為決策資訊，2.提高決策過程中公眾的參與與意見的透明度，
3.建置政策、計畫與方案(policy,planning and project)內因果關係(監測到減緩策略) 步驟與方法，4.提供以環境保護與永續發展為基礎的行動策略建議。自 1969 年 美國 NEPA 提出衝擊評估後，衝擊評估的方法及重要性不斷由歷年研究者所探 討，更將衝擊評估視作為邁向永續發展關鍵元素之一。
以衝擊評估的定義與目標可以知道，程序的建立、因行動可能發生的衝擊結 果與結果的因果定論皆為衝擊評估內的重點。綜觀上述三項重點，環境影響評估 (簡稱個案環評)與政策環境影響評估（簡稱政策環評）皆屬於廣義上的衝擊評估 方法的範疇(Pope, 2013) 。自 1970 年起，各國應用個案環評（Environmental impact assessment, EIA）處理開發個案（project）的環境衝擊，此評估對於國家發展的 同時仍考量環境衝擊已有明顯的成效。但由於個案環評多以單一開發案為評估目 標，因此評估範疇僅定量或定性開發行為的直接環境衝擊，個案的尺度處於整體 決策過程的下游階段，僅能就現有已提出的開發案量化或定性評估其衝擊大小，
而無法進一步提供上游階段政策予近一步環境面的改善空建議。
為了改善上述限制，政策環評（Strategic environmental assessment, SEA）被 研究者提出可視為個案環評的進一步延伸工具。政策環評早期是由個案環評演化 而來，1990 年代開始受到國際重視；其旨為冀望在政府政策形成初期，即可針 對潛在的環境影響與衝擊預做評估與判斷，採行適當的政策替代方案或措施，並 據此指導相關個案開發行為環評制度之續行。政策環評在問題發生前，就已經可 以先看到問題可能的發生原因，並有機會提出更佳的替代方案並做修正。對於決 策過程的影響較個案環評更為提前，因此一旦政策環評完成後，可進一步作為個 案環評的指導原則。相較於個案環評因評估範疇較小，缺乏與決策機制連結；反 之，政策環評更有極大潛力作為完整的衝擊評估方法。2001 年歐盟發布 SEA 指 令(SEA Directive)更為政策環評一里程碑，各國紛紛響應，且根據指令中對於政 策環評流程內容要求，並依據各自國內情形制定相關政策環評法律制度，並已實
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際應到許多案例(Chaker et al., 2006; Sadler et al., 2011)。
政策環評是一個程序性工具，然為了達到完整評估一個政策、計畫或方案其 永續性的目的，需要依政策的目的不同，而搭配不同的分析性工具，以作定性與 定量完整的評估。
2.3 政策環評之衝擊評估方法考量
而針對 SEA 在環境面向適用之分析工具包含矩陣表法、疊圖與地理資訊系 統、集體專家判斷法、生命週期評估(LCA)、成本效益分析、多準則分析、環境 經濟綜合帳系統（SEEA）、物質流分析、投入產出分析、環境管理系統、能源 與能值分析等方法，均兼具衝擊評估與方案比較之功能，但其在場址特定性、量 化程度、成本與時間需求和資料需求量等方面，仍有所差異(Finnveden et
al.,2003;Finnveden and Moberg, 2005;Gasparatos et al, 2008)。然而於政策環評評估 方法中，部份研究認為應用的方法應以簡單與通用為主，例如檢查表或矩陣表，
如此才易於推廣（UNEP, 2002）。但隨著各國在政策環評的應用越加普遍，各個 政策所著重的評估項目也有不同，因此所使用的衝擊評估方法也越加多樣，不再 以定性評估為主。上述這些方法、工具與指標可進一步依評估的對象（如：自然 資源、污染衝擊項目、經濟或社會面向）、評估的空間尺度（例如：元素、物質、
產品、企業、區域、國家或國與國間）、時間尺度作區分（Finnveden et al., 2003；
Finnveden and Moberg, 2005）。而Therivel&Partidario （1996）與 Liou and Yu （2004）
曾指出，沒有任何單一政策環評方法學可以應用在所有政策類型。因此過去研究 常以工具箱（toolbox）或指引（guidance）的方式列出執行政策環評各步驟時適 合的工具（UNEP，2002 與 OECD，2006）。有時為了提供更完整的評估結果，
整合各工具的優點，工具或方法上的整合也是必須的。整合不同工具的特色，最 大優點即為未來在決策上，可以使方法學與決策過程更加整合，並使決策結果更 具永續性（Jeswani，2010）。
2.4 生命週期評估簡介
為了達成永續發展目的，我們需要方法及工具來量化社會上的貨品 (goods) 或服務 (services)所帶來的環境衝擊 (Rebitzer et al., 2004)。而每一個滿足我們生 活需求的產品 (products)都有其生命，自產品的設計及發展階段開始，接著為資
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源的開採，材料及產品的製造過程，使用、消耗階段，生命的終點階段 (包括：
搜集、分類、再利用、回收、廢棄)。由於資源的消耗或排放至環境的物質，上 述所有生命過程皆可能造成環境的衝擊。
而生命週期評估 （Life Cycle Assessment, LCA）方法即是一種工具以評估 產品的生命週期中可能帶來的資源耗用及環境衝擊(ISO, 2006a; UNEP, 2005)。其 針對一個產品(或服務)自搖籃至墳墓等不同生命階段之能資源投入與汙染物排 放進行盤查 (life cycle inventory, LCI),並使用衝擊評估模式進行產品生命週期之 環境衝擊評估(life cycle impact assessment, LCIA)以做為環境化設計與決策之參 考。依據ISO的定義，產品包含貨品及服務 (ISO, 2006a)。
環境毒理化學協會 (Society of Environmental Toxicology and Chemistry, SETAC)將LCA程序定義如下：
“生命週期評估是一個客觀的過程，以評估產品、製程或活動相關的環境負荷，
透過確認與量化所使用的能源與物質與排放到環境，並且評估與執行可增進環境 改善的機會。這評估包括產品、製程或活動的整個生命週期，包含開挖與處理原 始材料；製造運輸與分配；使用再使用維護回收與最終處置”
國際標準組織 (International organization for standardization, ISO)則於1996年 起發表一系列針對生命週期評估的標準及科技報告，也就是14040系列。此系列 標準於2006年為最近期更新，並取代原有14041、14042及14043標準，將各文件 整理如下。文件中定義LCA的相關執行步驟，將於下節敘述。
表2.2 ISO 14040系列彙整
編號 類型 標題 年份
14040 國際標準 原則及架構 1996, 2006 14041 國際標準 目標及範疇定義及盤查分析 1998 14042 國際標準 生命週期衝擊評估 2000 14043 國際標準 生命週期闡釋 2000 14044 國際標準 需求及綱要 2006 14047 科技報告 ISO 14042 應用範例 2003 14048 科技報告 資料文件格式 2001 14049 科技報告 ISO 14041 應用範例 2000
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LCA 評估步驟：
圖2.1 生命週期評估架構 (ISO 14040定義)
一般來說，生命週期評估分為四大步驟：研究目標及範疇界定、盤查分析、
衝擊評估及闡釋共四大階段，而各步驟間的相互關係如上圖所示。基本上，一個 完整生命週期評估會從目標及範疇界定開始，最後終止於闡釋步驟，但實際執行 上仍有可能為一個反覆 (iterative)的過程。以下針對四個步驟分別描述：
1. 研究目標及範疇界定 (goal and scope identification)
對於此階段 ISO 中並無明確定義，然而此階段要盡量使計畫的研究問題 定義明確，並使閱讀報告者能快速了解問題及後續評估原則選定的理由。方 法類別有描述型 (attributional)及預測型 (consequential)，此階段應針對下列 主題作考量：
預期的應用 (如：產品或公共政策)
執行此研究的理由
預期的目標觀眾
除了研究目標外，系統邊界 (system boundary)、功能單位 (functional unit) 訂定、衝擊類別 (impact categories)及不確定性的處理方式也應在此階段作綱
直接應用：
-產品發展及改善 -策略規劃 -公共決策 -市場分析 -其他
生命週期 結果闡釋
衝擊評估 盤查分析 研究目標 及範疇界 定
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要性的討論，並於後續的步驟在做細節上的描述。訂定功能單位通常是系統 最後產出的實用單位，並同時可便於標準化之參數或量化基底。實際應用舉 例如下：
2006 年聯合國環境發展署(UNEP)所贊助之計劃 TREI-C(Tracking
Environmental Impacts of Consumption)，其中便以全球成衣業做為跨國生產-消 費鏈的評估對象，該研究以「一件上衣」做為功能單位,進行印度生產之一件 t-shirt 與中國生產之一件人纖上衣在德國使用、廢棄之完整生命週期評估。另 外，林鼎傑（2010）曾分析國產 PVC 從搖籃至工廠的環境衝擊熱點,並評估不 同技術更新因子所帶來之環境效益，其中以2008 年台灣 PVC 總生產量作為 功能單位。
2. 盤查分析(life cycle inventory analysis, LCI)
將系統之投入和產出加以彙整及量化，包括數據收集與計算程序。系統之 投入產出包括如能源的耗用、物料的使用、以及排放至空氣、水體及土地之污 染等。方法類別包括製成導向（process-based）、投入產出分析(input-out analysis) 及混合型方法(hybrid approach)。
3. 衝擊評估(life cycle impact assessment, LCIA)
將盤查結果，以特徵化模式歸類至項潛在環境衝擊，方法類別分為損害 導向 (damage- oriented)、衝擊導向 (impact- oriented)及結合型 (combined- approach)。
此階段重點在於彙整前一階段的盤查資料，並以各種方法學了解產品系 統整個生命週期的環境衝擊。衝擊類別 (impact category)是此步驟的核心元 素，由於盤查分析的數據結果通常極為繁雜並不好了解，且需要大量不同領 域專家瞭解不同結果的重要性，因此需要挑選幾個關鍵的環境議題（衝擊類 別），將盤查結果作整合性的評估及分析。
以暖化作用作為環境議題為例，在分析過程首先要考量到有許多溫室氣 體皆會造成此效應，例如二氧化碳、甲烷及一氧化二氮等（第二階段盤查結 果）。而暖化作用是一系列的機制所串聯，包括了溫室氣體造成大氣組成改 變，導致輻射作用平衡被破壞，接著使大氣溫度上升，最後改變了生態系統 及人類的活動。因此後續的評估過程中，需要在這一系列過程選擇評估的關
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鍵點作為評估指標，例如可以選擇發生於前端的輻射作用的變化或是較後端 的生態系統改變。前者通常稱作中點類別指標 (midpoint category indicator)，
其具有較少爭議性假設的優點，結果不確定性較低；後者為終點類別指標 (endpoint category indicator) ，可提供較為直覺性的觀點（如：損失多少壽命）。
而連結盤查結果與類別指標(impact category indicator)為特徵因子 (characterization factor)，這部分的建立需要倚靠各領域的專家。
選擇衝擊類別的基礎通常會參考現有的LCA指引，或是已發展的套裝軟 體，而一些衝擊評估方法常被包含其中，例如 IMPACT2002+, TRACI, CML-IA, ReCiPe, ILCD等方法，這些方法都各自包含建議的衝擊類別、衝擊 類別指標及特徵因子。下表為常見的的衝擊類別及衝擊類別指標。
表2.3 常見的衝擊類別與類別指標
衝擊類別 中點類別指標 終點類別指標
氣候變遷 紅外線輻射作用 壽命損失年,物種消失率
臭氧層破壞 對流層臭濃度變化 壽命損失年
酸化 氫離子濃度 物種消失率
優養化 生物量潛勢 物種消失率
人體毒性 （有時細分為 致癌、非致癌效應與呼 吸道效應等）
Time-integrated
exposure, corrected for hazard
壽命損失年
生態毒性（有時細分為 水域、陸域生態毒性與 海洋生態毒性等）
Time-integrated
exposure, corrected for hazard
物種消失率
能源載體(energy carriers)使用
初級能源需求 Decreased avalibility 物質資源使用 物質使用量 Decreased avalibility 土地利用衝擊 土地佔用或使用方式改
變量
物種消失率
水資源衝擊 水資源耗用或取代量 Decreased avalibility 資料來源：Curran (2012)
根據 ISO 的定義(ISO, 2006a)，衝擊評估步驟包含盤查分析資料之分類 (classification)、特徵化 (characterization)、常態化(normalization)、給予權重 (weighting)、排序(ranking)、群組(grouping)、資料品質分析(data quality
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assessment)等步驟。
4. 生命週期闡釋 (interpretation)
闡釋階段將 LCI與 LCIA的結果進行分析，確認主要環境負荷與衝擊來 源以做為生產流程改善、選用汙染性較低之原料或改善產品設計等決策參考。
研究者可使用敏感度分析與不確定分析來進一步了解整個系統。ISO規範中提 到此過程應包含下列原素：
重要議題確認
評估過程考量到完整性敏感度及一致性
結論、限制及建議
系統功能、功能單位及系統邊界的適合度
提出研究限制，如資料品質評估及敏感度分析
2.5 生命週期評估應用於衝擊評估
早期的政策環評發展階段，大部分使用定性的方法來評估替代方案的衝擊大 小，像是專家判斷法或是矩陣法，但是這種方式可能造成評估結果過於主觀以及 不確定性過大，因此近年來許多案例也結合了地理資訊系統(GIS)、多準則決策 分析或是生命週期評估。
整合不同的評估方法以強化不同方法的優點，並提供更完的評估結果是必要 的(Jeswani et al., 2010; Tajima, Fischer, 2013)。LCA曾經應用於個案環評的工業計 畫，來解決傳統環評評估過程缺乏通用場址特性(site-generic)衝擊的問題(Cornejo et al., 2005)。另外，Morero et al. (2015)曾針對個案環評的以及生命週期評估兩種 方法作出比較，其認為LCA可以提供完整的生命週期評估以及擁有完整系統邊界 的優點，而環評程序則是針對社會經濟面以及環境面的衝擊皆作出完整評估。
Manuilova et al. (2009)則認為上述兩種方法在形式及本質上並不相同，個案環評 是程序式的方法，而生命週期評估則是分析式的方法。
上述研究證實了生命週期評估可以被應用並輔助個案環評程序中的衝擊評 估步驟，然而此方法也可以對個案環評其他程序有所貢獻(Larrey-Lassalle et al., 2017)。舉例來說，在範疇界定階段，生命週期評估可以對關鍵的衝擊評估議題 釐清及驗證，另外中點指標與終點指標間的連結關係也可以被清楚理解。在衝擊
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評估階段，貢獻度分析(contribution analysis) 可以被應用找出各種衝擊資訊的差 異，例如前景(foreground)及背景(background)衝擊資訊、當地(local)、區域性或是 全球的衝擊占比。
除了上述文獻顯示生命週期評估可以被應用在個案環評除了衝擊評估以外 的步驟，其也可以被用在提出改善策略上。衝擊熱點分析(Impact hot spot analysis) 可以被用來找出整個產品生命週期的衝擊熱點(Židonienė and Kruopienė, 2014)，
因此當核心問題被找出後，相關改善策略可以被提出，並透過情境分析來找出好 的替代方案。
上面研究顯示，生命週期評估方法用於程序性的方法：個案環評相當適合。
相較於將生命週期評估用於個案環評層級，由於政策環評在操作上，其透明度或 公眾參與比重都較個案環評來的高，因此生命週期評估的應用也可以考慮與公眾 參與作連結，Thabrew et al. (2009)曾探討生命週期評估與公眾參與的結合是否會 對 衝 擊 評 結 果 有 所 幫 助 ， 其 提 出 以 公 眾 參 與 為 基 礎 的 生 命 週 期 評 估 流 程 (Stakeholder-based life cycle assessment)，試圖讓更多參與者可以在政策目標與範 疇階段、現況分析階段、方案評估階段、策略提出以及監測階段扮演共同規劃的 角色。研究者認為生命週期評估的各階段可以與政策規劃與後續的評估、與策略 研擬整合，且參與者可以在專家帶領下共同規劃與確認政策目標、範疇與評估邊 界。
另外由於政策環評在理想上會有多個替代方案需要評估，因此在決策階段也 可以將生命週期評估結合不同工具，以因應選擇較佳方案的需求，例如將環境衝 擊評估結果結合成本效益分析或多準則分析應用在選擇較佳的替代方案上。在 2000年時，有研究者開始探討生命週期評估整合個案環評或政策環評的架構 (Tukker, 2000; Finnveden and Moberg, 2005)。而之後開始有案例嘗試將生命週期 評估應用在實際案例，如：Björklund (2012)與Bidstrup et al. (2015)分別將生命週 期評估應用在市政能源規劃以及土地利用規劃上。前者主要將生命週期評估應用 於衝擊評估階段，訂定了評估項目與指標來評估各方案的環境衝擊；後者則提出 將LCA整合於SEA步驟的流程，包括：1. 規劃變數分析：提出與規劃目標相關 的變數；2. 提出功能單位並建立LCA模式；3. 建立政策情境；4. 衝擊評估計算；
5. 提出政策建議。
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在本案例中，一個全新的衝擊評估流程被建立來解決政策環評流程中衝擊評 估所遇到的挑戰，包括過於主觀的問題，以及替代方案的衝擊評估結果無法被精 確比較並作出改善等問題。也由於生命週期評估方法的特性，可以完整的與政策 環評程序作連結，並且這個整合的流程並非只是單純的改善衝擊評估的精確度，
也同時對政策環評的政策規劃以及範疇界定步驟有絕佳的貢獻。本研究選擇的評 估案例為台灣的能源開發政策環評，其中的政策規劃內容為馬英九政府主政時代 所規劃的能源政策，政策的細節將在第四章案例分析章節中詳述。另外方法整合 的流程細節也於第三章研究方法一節中說明。
2.6 政策環評中的環境思考(environmental thinking in SEA) 2.6.1 不同的政策規劃模式
近年許多政策環評研究會探討政策規劃過程的問題 (Nilsson and Dalkmann, 2001; Slunge et al., 2009)，也就是把衝擊評估研究，擴大到政策科學或公共事務 議題上。原因在於政策環評必然會牽涉到政策規劃過程，因此在政策規劃過程中 如何整合環境議題或永續議題過程，需要進一步研究。而整合過程中，政策環評 角色定位也可能因此不再只是衝擊評估，或是環境專業諮詢，而是扮演主動與政 府政策制定單位合作或溝通的角色，而在這過程可能出現轉型的挑戰。然而如何 克服這些挑戰，對於進一步改善政策環評的效益是需要釐清的。
根據Slunge et al (2009)的描述，目前政策規劃過程的幾個主要模式如下：1.
理性政策規劃；2. 循環性政策規劃；3. 政策網絡分析模式；4. 行動流之政策規 劃
1. 理性政策規劃過程：
將政策規劃過程視為理性線性模型 (linear model)，而分為幾個階段。從問 題定義開始，政策形成，決策以及最終執行階段。目前許多衝擊評估流程會以理 性規劃觀點操作。理性理論關注一致性、透明度及遞移性(Transitivity)，但不關 注隱藏的價值觀偏好。當環境評估方法在1960年代開始發展時，理性規劃典範正 好主導那個時代(Kørnøv & Thissen, 2000; Nitz & Brown, 2000)，因此目前環境評 估概念(個案環評以及大部分政策環評的操作的核心理念)背後的動機及基礎基 本上圍繞在理性決策的概念。
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然而決策科學家認為，真正的決策過程，特別是在策略層面(strategic levels)，
其特點是理性規劃會受到認知、資源的限制，以及廣泛的行為約束，還有許多本 質上屬於政治性或直覺性的元素皆會造成理性規劃的障礙。因此政策環評若具有 策略性性質，其在設計流程上應該考慮上述的限制。
另外，理性主義(Rationalism)在解釋有關權力、衝突、信任感、不平等、溝 通以及合理性等議題上存在缺陷(Zey, 1998)，Green & Shapiro (1994)則認為理性 主義在實際執行上有個盲點，也就是常被領導者或是政治團體作為護航其論點的 工具而已，取其理性評估的結果來合理化其觀點
2. 循環式過程:
政策文件透過一系列的過程：準備、執行、評估以及更新，此過程與政治過 程緊密連結。並且此過程需要定期的評估及審視，是個循環的過程。
3. 政策網絡分析模式
相較於理性政策規劃模式探討的是，從問題建構、政策形成，決策以及最終 執行階段的探討，政策網絡分析模式更重視 “人”在政策規劃所扮演的角色。其 強調政策的完成不是由單一的參與者所完成，而是由不同賦有資源的在不同層級 及尺度的行動者的合作關係，來影響決策過程 (Kickert e.al., 1997)。政策網路途 徑不再視政策規劃為單純的行政部門的理性規劃活動，而是行動者間權力互動結 果。
4. 行動流之政策規劃(Policy-making as action-flow):
另有學者從詮釋Kingdon (1995)政策規劃過程屬於較無脈絡可循的觀點指出，
在議程設定的過程，一個議題能夠進入到議程，是受到一系列的流程、情境、或 公共政策制度與過程的行動影響，包括問題流、政治流、以及方案流的交互影響，
使政策窗(Policy windows)的開啟和政策中人的媒合結果（林水波、莊順博，2009）
此多元流(multiple-streams)的理論概念是基於垃圾桶決策模式（Garbage Can Model），這個由Cohen et al （1972）所提出「組織性的無秩序」（organized anarchies）
的模式。Kingdon的政策流研究途徑將政策變遷視之為持續進行，並將政策的形 成視之為問題流、政策流、以及政治流彼此互動的結果。雖然政府不一定能夠完 全掌控政策過程，然而卻可以刺激社會流中(social streams)機會之窗的開啟，使 參與者交流並產生解決方案。而促進參與者可以利用社會學習或是建立彼此信任 的方式來達到。
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除了理性的政策規劃過程，上述其餘三種政策規劃模式較不認同政策規劃過 程是可以完全掌握在少數政策規劃者手上，且規劃結果也不是絕對可以預期的，
這也比較接近真實世界中的政策規劃過程。
垃圾桶決模式與理性規劃模式可說是決策模式光譜中的兩個極端(World Bank, 2008)。以政策目標及問題定義來說，前者假設人們無法確實了解自己的偏 好，且也不知道如何達成自己的偏好選擇，因此問題定義相當模糊；而後者則是 認為問題定義相當清楚而簡單，達成目標過程中所需要的資訊也能夠完備，參與 者的偏好也相當一致。
目前的各國以及台灣實施政策環評程序，比較接近理性規劃過程的程序與假 設，也就是在2.6.2衝擊評估導向政策環評的環境思考所提到的內容，以下將詳細 說明。
2.6.2 衝擊評估導向政策環評的環境思考
在這類型的政策環評流程中，首先透過篩選階段確認何種政策環評類型需要 進行政策環評，接著在範疇會議前政府政策規劃單位內部會有政策規劃階段，接 著至範疇會議討論評估範疇、評估方法、項目或指標。範疇界定是整個政策環評 中的關鍵步驟，也代表了核心衝擊評估的基礎(Polido and Ramos, 2015)。而範疇 會議完成後，則由環境評估專家以及社經評估專家完成政策的衝擊評估結果，會 同相關單位完成報告書。最終篩選替代方案，則是以各面向的衝擊評估結果，排 序出各個替方案的優劣，以供決策參考。
目前衝擊評估導向的政策環評流程屬於以理性規劃的內涵來制定政策環評 的步驟(Nilsson& Dalkmann, 2001)。於政策環評整個流程中，透過範疇界定以及 衝擊評估階段製作的報告書，而政府在各個替代方案中據以作出好的決策。因此 政府單位事實上，認為衝擊評估結果已經可以提供其充足的資訊，作為理性決策 的基礎，並且認為政策問題的本質是清晰的，因此在流程中也不會利用公眾參與 流程並在前政策規劃前期共同針對問題作探討，並討論核心問題是否改變的可能 性。也因此可以說，政策環評中，對於問題的本質是由政府單位獨立確認，且其 認為由其自行確認即可。
對照政策環評相關規範的設計，在範疇會議前，或是更早於政府單位已有研 提政策的動機時，並沒有相關得制度設計來針對政策問題及目標作研商。因此目
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前不論是政府單位本身看待政策設計，以及看待政策環評制度的目的，或是政策 環評流程本身的設計，均是以理性規劃思考為出發點，將政策環評的核心視為衝 擊評估資訊的提供工具。然而諸多研究認為，以理性規劃來設計政策環評流程會 限制政策規劃流程對於環境思考的整合及想像。例如Kørnøv and Thissen (2001) 認為理性規劃過程較無法處理具有多重價值觀或是具多樣化的意見的政策問題，
並且多數時候決策者在真實世界時無法在理性規劃的條件下作出決策(Petts, 1999)，有限理性(bounded rationality)的情況是多數。
上述的衝擊評估導向政策環評可以應用於具有政策環評案例具有簡單以及 清楚的政策目標時(Nilsson and Dalkmann, 2001; World Bank, 2012)。並且此政策 具有高度社會共識、相似的價值觀時，或是低度的衝突風險，此時政策的問題可 以由專家或理性方法解決(Nilsson and Dalkmann, 2001; World Bank, 2012)，政策 目標並不需要被進一步釐清。然而，若是政策目標有高度不確定性，長期無法達 到共識或是擁抱不同的價值觀，此時衝擊評估導向政策環評較無效益。
如下表2.4所描述，不同的決策模式可能針對的是不同的政策問題狀況，以 及相對應的社會共識度。理性解決方式，也就是透過單純的專家解決，應該用於 社會共識度高，且其具有強的知識作為基礎的政策問題；調解及協商方式，則適 用於社會共識低，價值觀無法統一，但仍有強的知識背景的政策問題；另外，當 社會價值觀統一，但不具有相關知識背景的政策問題時，則需要引用風險評估方 式作為解決手段；最後，當此政策問題既不具有社會共識，也無相關知識基礎可 以解決，則需要公眾審議參與，或透過政治程序來做決定。
換句話說，無論哪一種政策問題解決手段，以及其適用性，主要代表著幾個 面向的差異：
1. 資訊的掌握程度差異，對於理性規劃來說，認為決策者可以完全掌握資訊全 部面向，並依此作出最的決策判斷。然而其他模式並不這麼認為，而不同的模式 代表決策者對於資訊可以掌握的程度不同
2. 利益相關人參與程度的差異，對於理性規劃來說，因為對於資訊的完全掌握，
因此參與覺得過程的只要少數人即可，或少數專家。而其他模式則多會利用利益 相關人協商的方式來擴大決策參與程度，目的在於輔助理性規劃的限制。
3. 對於政策所解決的問題認知差異，理性規劃認為問題的核心本質是容易理解
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的，可以掌握的，因此單靠所蒐集到的資訊可以完美處理。而其餘政策規劃方式 適用於具不確定性或模糊性問題，而垃圾桶決策模式及是對於問題兼具高度模糊 性與不確定性的極端模式。
表2.4 不同政策模式與解決手段差異 社會共識度高–價值觀
相近衝突風險低
社會共識度低–價值觀 有差異導致可能有衝突 較強的知識基礎造成決
策不確定性低
理性解決–透過單純工 程手段或專家諮詢
調解及協商 缺乏知識基礎造成決策
不確定性高
需要研究–透過風險評 估方法
公眾審議參與，或透過政 治程序
資料來源：Kørnøv and Thissen (2001)
2.6.3 策略導向政策環評的環境思考
從2.6.2一節可以理解，目前對於常使用的衝擊評估導向政策環評或許可以解 決政策問題本質上較簡單的狀況，然而不一定有助於面對更複雜的政策問題或是 社會共識不同的情況。因此，在理解政不同策規劃模式之後(表2.4)，我們也確實 需要不同的政策環評流程，其在功能上可以適用於每一種層級(政策、計畫或方 案)，更多的政策問題或政策目標，並且在政策環評操作上，可以強化政策規劃 過程中的環境思考，以及整合環境議題這塊。因此後續有許多研究針對從面向作 探討，試圖回應政策規劃過程加強環境思考可以環境議題整合此核心本質。
因此探討的重點開始漸漸不再於評估結果，而更多著墨於環境議題(或是更 廣泛的永續議題)的考量，以及思考整合環境思考這議題(Bina, 2001)。如何整合?
或是整合有何效益?以及整合的困難點為何?其意義在於，開始將環境這面向，漸 漸認同於也是政策規劃應該考量的一部份，以及政策環評這工具的目的，以及基 於環境面向也是政策規劃一部份時應該如何被使用，或是還能加強政策環評哪個 面向?藉助於政治科學領域，各種的政策規劃過程的可能性，代表說政策規劃在 實際面上，不能僅侷限於一種模式，而應該有更多的可能性。
相較於衝擊評估導向，策略性政策環評是本質上在光譜的另一端(依據 Noble and Nwanekezie (2017)分類結果)。此類型政策環評是為提供加強政策規劃的環境 效益的方法，並且聚焦於政策規劃過程，關心的是政策目標如何融入環境或永續
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性思考，以及有沒有回應關鍵的問題。因此策略性政策環評會試圖透過各種方法 來達成此目標，並不會建構一個既定的政策環評程序或步驟，如同衝擊導向一樣。
單純的衝擊評估可以是由線性的流程來達成目標，然而策略型政策環評較具彈性，
整合性，會依照不同政策規劃流程做調整。不同的政策規劃模式，以及不同的政 策規劃參與者可能需要不同的方法或流程來強化環境上的思考(Partidário,
2007)。
事實上，策略性導向政策環評研究對於環境思考上的議題上，Partidário (2007) 認為提升政策環評策略性本質是關鍵，因此提出幾點參考方向：
1. 政策環評與政策規劃之間的關聯性應該更具有彈性，並在早期的決策時間點 有兩者有強烈的互動
2. 整合相關生物物理性、社會性、機制以及經濟相關議題，並策略性的聚焦在 少數卻關鍵的主題上
3. 評估策略性方案的環境及永續性的機會以及風險，來達成與永續性路徑的驅 動
4. 確保利益相關人透過對話過程以及合作過程主動參與，來減少彼此間衝突並 且達成雙贏目標
為了能夠加強政策規劃過程的的環境思考，上述研究結果發現面對的不只是 技術面的問題，有更多確實是制度上的問題。因此Partidário (2007) 發表策略性 思考政策環評模型的指引鼓勵更多的不同政策環評概念包括：具制度性的導向 (institutional)、整合性(integrated), 或策略導向(strategic-oriented)的政策環評方法，
其實不外乎要探討的是整個治理架構的挑戰。
在這之前，有研究者質疑目前通用的政策環評流程是否能夠強化政策規劃過 程的環境考量，其認為有幾個理由無法強化此面向(Dalkmann et al., 2004)。1. 通 常公眾參與的時間太晚，因此提出的看法很難直接回饋至政策目標 2. 環境價值 通常會與經濟價值以及社會價值互相矛盾 3. 通常政策的環境面價值並不精確，
也通常不是公眾在意的焦點。並且此研究提出分析式政策環評(ANSEA)方法雖然 提出了程序性的政策環評步驟，並引用決策窗的概念，確保策規劃過程那如更完 善的環境規劃(Dalkmann, 2004)。然而此方法仍然屬於步驟性的方式，因此有些 限制無法解決。而Vicente 及 Partidário 於 2006 年也針對政策環評能否強化溝通 效果，以達到加強決策上的環境效益做探討，且特別關注價值觀的溝通此面向。
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研究者認為政策環評可以扮演調節的角色，並關注科學事實以外的社會政治過程 (socio-political process)。政策環評過程，尤其在建構方案過程中，對於問題的瞭 解、問題的根源以及問題的多重感知面向需要發展出溝通元素。對於一個客觀的 問題，但不同利益相關人對於其看法不盡相同，甚至衍生出不同的問題角度，且 這些已經超過科學事實的範疇。因此政策環評作為調節問題與方案之間的平台，
且政策環評可以強化以下溝通面向(Vicente and Partidário，2006)：
1. 整合問題的不同面向，以及建立相應的溝通管道以促進學習互動
2. 對於溝通策略的指引應該強調提高科技面與科學知識與社會的關聯性，並以 新的態度來面對科學事實
3. 在決策者的價值觀以及其對環境的態度上做相應行動，以調整決策者對於現 實的感知，因此提高其對於必要的行動背後的環境理由的接受意願
4. 衝擊評估者及決策者之間必須展開對話，以激發建構性的合作及產出具共同 意義的結果
換句話說，以往衝擊評估者與決策者之間是獨立的單位，然而政策環評若要 強化溝通功能的角色，環境評估專家要及早並且嘗試大量的與決策者間做互動，
這也是政策環評流程與政策規劃流程整合後，所應具備的內涵之一。不只是流程 的整合，實質上也是拉近不同單位間，以及科學事實與政策規劃間的距離。事實 上，這也有助於讓以往的掌握科學的事實的客觀專家角色，在此協商過程表達對 於政策規劃具價值觀或主觀的元素表達意見。
因此後續在世界銀行所出版的政策環評報告(World Bank, 2008)，進一步提到 了社會學習(social learning)、課責性(accountability)相關議題。而 Slunge 等人於 2009 年進一步有系統性的提出機制導向政策環評概念模式(Institution-centered SEA) (Slunge et al., 2009)，此模式透過強化一系列的機制，來達成政策的永續性。
其強調政策規劃過程的機會之窗(windows of opportunity)，因此首先要了解那些 機制是達成機會之窗的關鍵，包含：了解政策規劃過程、確認環境優先性此步驟，
加強利益相關人參與及代表性、分析及強化機制的量能(analyzing and
strengthening institutional capacities)並減少機制上的障礙、加強社會課責性以及確 保社會學習過程。
緊接著在 2010 年，Sheate 及 Partidário 也提出應該強化單純的資訊輸入，
透過學習過程，進化到形成決策者心中的知識，才真的有助於強化決策上納入環
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境思考，因此透過案例提出可行的策略性技巧。例如：地理資訊系統圖示法(GIS maping)、區域性的工作坊(regional workshops)、策略性方案討論(strategic options discussion)、信任感建立(trust development)、標示風險及機會(mapping risks and opportunities)，並且與規劃過程做連結(link to planning) (Sheate and Partidário, 2010)。由於科學資訊以及決策間的常有鴻溝，因此透過強化知識仲介過程 (knowledge brokerage)，政策環評有機會成為一個平台，作為資訊交換的媒介，
以促進社會性及溝通的量能，並且強化學習以及分享的目的。也由於政策環評過 程雖然有公眾參與的程序，然而目的不明確或是操作技術的限制，公眾參與效益 常常並不明顯。若以知識仲介以及知識交換為目的，以及更進一步創意性的發想 新方案，也有機會強化公眾參與效益。然而這樣的知識仲介需要有一定條件下較 可能達成(Sheate and Partidário, 2010)：
1. 政策規劃過程需要一定程度的廣泛性的公眾參與
2. 要為知識交換過程(knowledge exchange)提供資源、時間以及空間 3. 易於傳達, 開放性對話以及非主觀性判斷的環境較有機會產生知識交換 4. 需要有意願使用種形式的知識
另外，對於政策環評擁有所有權(ownership)代表政策規劃者對於此制度或是 此外加的元素，必須有意願，想要使用他，並且將政策環評所考量的層面整合到 政策規劃過程(Stoeglehner et al, 2009)。因此整合就不再只是單純的表面的要做到 政策環評以及政策規劃流程的整合，而是要在整合過程中，將政策環評視為原本 規劃活動的一部分。但上述意見不代表操作政策環評流程的操作者，必須與政策 規劃單位相同，也可以獨立兩個單位來執行。政策規劃者將政策環評視為規劃過 程一部分，可以在政策規劃過程與政策環評流程整合後的幾個階段融入環境面思 考：準備階段、探索階段、草稿階段、決策階段以及執行階段。
例如在準備階段，此階段代表著政策環評的篩選以及範疇界定會議兩階段，
以及政策規劃的問題定義及規劃範疇兩階段。在此時間點，可以制定總體環境目 標，並將環境問題納入規劃過程的範疇。而在之後的探索階段，可以針對環境資 產(environmental assets)作調查並基於上階段的問題分析後相關的環境議題考量 其環境價值。而在草稿階段，則可以針對環境保護、環境管理或是建立環境資產 建立較細節的環境目標，以及評估政策或計畫的實施可能造成的環境衝擊。並且 透過具有合作式學習過程的政策規劃方式，較容易強化政策規劃者對政策環評的
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所有權，使其實質上成為規劃活動一部分。
研究者建議雙迴圈學習較單迴圈學習更能夠促進此目標(Stoeglehner et al, 2009)。雙迴圈學習屬於組織學習領域的概念，因為在規劃過程中，環境目標及 價值需要一再的被探索及確認，然後重新發現，而雙迴圈學習有機會重新確認政 策規劃中的環境價值並改變原本的政策觀點(Rega and Baldizzone, 2015)。而參與 者也應該包括決策單位以外的環境專業單位，可能包含環保署甚至一般大眾。另 外單迴圈學習與雙迴圈學習都可能藉由不斷回饋的過程來影響決策，然而單迴圈 學習主要關注效用，也就是再不牽涉原本組織的價值觀的情況下，思考何種方式 能夠達成既定目標。而後者則關注何種價值觀需要被改變，因此雙迴圈學習是牽 涉價值觀轉變的學習，相較於單迴圈學習更能夠進一步探索問題的”為什麼”，而 有機會發展出突破性的方法來解決問題(World Bank, 2008)
表2.5 環境思考相關文獻分析
相關研究 如何增加環境思考 有無提出新的政策環評
類型 Kørnøv & Thissen (2000) 改善理性規劃模型的政
策規劃流程，透過合作式 規劃以及更多的公眾參 與，或是審議式民主過程
無提出新型政策環評流 程，就衝擊評估導向政策 環評的限制作改善 Stoeglehner (2004) 整合政策環評流程與政
策規劃流程，並認為流程 的整合以及不同面向的 整合是提升效益的必要 步驟
無提出新型政策環評流 程，但提出政策環評以及 政策規劃整合的流程
Dalkmann et al (2004) 建立ANSEA 分析式政策 環評步驟，並建構程序性 準則，以及整合決策窗的 概念
以衝擊評估導向政策環 評為基礎，提出分析式的 政策環評流程
Vicente& Partidário (2006)
強調政策環評應該強化 溝通面向，以及科學專家 以及決策者的互動
策略式政策環評
Partidário (2007) 比要衝擊評估導向與策 略導向政策環評的差 異，並且提出後者所需要 具備的元素，以提升環境
策略式政策環評
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思考 Runhaar& Driessen
(2007)
認為政策環評流程與政 策規劃脈絡整合、公眾參 與以及政策環評流程透 明度是三個主要政策環 評能夠對政策規劃過程 產生影響關鍵因素
無提出新型政策環評流 程
Stoeglehner et al (2009) 再次強調整合的重要 性，並認為政策規劃者對 於政策環評擁有所有權 (ownership)是提升效益 的關鍵
延續2004 年的研究，提 出政策環評以及政策規 劃整合的流程
Slunge et al (2009) 其強調政策規劃過程的 機會之窗，並透過一系列 機制達成此目的。例如：
了解政策規劃過程、確認 環境優先性此步驟，加強 利益相關人參與及代表 性等。
機制導向政策環評概念 模式
Sheate& Partidário (2010) 強調知識仲介對於決策 納入環境思考的重要性
策略式政策環評 McCluskey and João
（2011）
提出政策環評應該整合 正面環境效益概念於環 境思考，並非只是對於衝 擊提出減緩措施或賠償
無提出新型政策環評流 程
Tetlow and Hanusch
（2012）
政策環評可以擴大環境 議題思考：氣候變遷議題 包含：減輕及適應概念；
韌度思維；生態系統服 務；環境限制
無提出新型政策環評流 程
Bonifazi et al (2011 ) 關注政策環評是否帶來 政策規劃過程民主化面 向。主要議題為：公眾參 與、單一部門內合作、跨 部門合作、公民賦權、政 策環評目的、世代間及世 代內的公平問題
無提出新型政策環評流 程
Gao et al (2013) 評估指標的選取不只是 無提出新型政策環評流
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基於科學理由，也有政治 上的判斷
程 Lobos& Partidário (2014) 不同利益關係人對於政
策環評操作認知不同。例 如：政策環評目標、政策 環評對政策規劃的貢 獻、衝擊評估的焦點等。
無提出新型政策環評流 程，但提出目前政策環評 理論與實際的操作差距 來自於：多數操作者仍從 理性模型觀點目的看待 政策環評
Noble& Nwanekezie (2017)
歸納政策環評主要的四 種類型，偏向衝擊導向兩 種。包含：
compliance-based, EIA-like; 以及策略導 向：strategic-futures, strategic-transition
強調如何使用政策環評 類型，應該視決策脈絡 (decision contexts)而定
Monteiro& Partidário (2017)
認為提升環境治理面相 於政策環評流程對於提 升政策環評的環境思考 有必要
無提出新型政策環評流 程
資料來源：本研究彙整
2.6.4 政策規劃中的正面環境思考
McCluskey and João (2011)也認為說，政策環評的目的，除了傳統意義上的 幫助決策者了解環境衝擊，進而研擬減緩衝擊的對策或方案外，促進公眾參與以 及增加政策的決策透明度外，在積極意義上，應該考量環境強化（environmental enhancement）的效益，也就是辨識正面的環境效益並強化。相較於傳統針對環 境提供補償措施，並且僅具有延緩環境保護與經濟發展的對立狀態，政策環評應 該提出有效的策略行動及方案，並強調正面的環境效益。因此在替代方案研擬過 程，政策單位應該要會同相關專家確認環境強化的機會，並且擬定策略行動。當 然在前期的目標設定上，就要帶入環境強化概念，例如確認政策目標有生物多樣 性保育的機會。Therivel (2004)也提倡在政策環評程序中，衝擊評估過程完成後，
衝擊減緩策略階段應該要涵蓋正面環境衝擊（positive environmental impacts）的 策略研擬。Tetlow and Hanusch (2012)也進一步擴大政策規劃中納入環境思考的 思維，其認為氣候變遷議題已經廣泛的被政策環評社群所認識，未來應可深入的
