نیاز به مارک تجاری قوی در تجارت الکترونیک
مدل پذیرش فناوری، توسط فرد دیویس ارائه شده و به دنبال این موضوع است که چرا کاربران فناوری اطلاعات را می پذیرند یا رد می کنند. این مدل بر پایه دو برداشت است: برداشت از فایده و سودمندی و برداشت از سهولت کاربرد. از سوی دیگر مدل رفتار برنامه ریزی شده شامل عوامل اجتماعی و کنترلی به مدل فوق اضافه شده است. این تحقیق از نوع توصیفی – پیمایشی بوده و در این تحقیق مدل پذیرش فناوری مدلی قوی برای پذیرش تجارت الکترونیک معرفی شده است.

در مقاله ای با عنوان ” ارزیابی شاخص های کسب و کار الکترونیک در شرکتهای کوچک و متوسط ایرانی” (فتحیان و امیری) (۲۰۰۶) انجام شده است و موانع زیر به عنوان موانع توسعه تجارت الکترونیک در شرکتهای کوچک و متوسط (SME) دیده شده است:
عدم تناسب تجارت الکترونیک با محصولات و خدمات شرکتهای کوچک و متوسط (SME)
عدم تناسب تجارت الکترونیک با روش تجارت شرکتهای کوچک و متوسط (SME)
عدم تناسب تجارت الکترونیک با روش تجارت مشتریان
بدون منفعت بودن تجارت الکترونیک برای این شرکتها
کمبود دانش تکنیکی
ریسک امنیتی
هزینه زیاد
ناآگاهی از سخت افزار و نرم افزار مورد نیاز
این تحقیق شاخصهای تجارت الکترونیک را در ۵ دسته کلی زیرساختهای فنی و ارتباطی، منابع نیروی انسانی، زیرساخت فرهنگی، ارتباط با محیط و سیاستهای سازمانی و مدیریتی دسته بندی نموده است.
در مقاله ای تحت عنوان ” ارائه مدلی مفهومی جهت بررسی موانع تجارت الکترونیک در بخش کارآفرینی ایران (SME)” موارد زیر به عنوان محدودیتهای اجرای تجارت الکترونیک ذکر شده است (کیاکجوری، رودگرنژاد و نوبتی، ۱۳۸۹):
عدم وضوح و یا نبودن قوانین تجارت الکترونیکی
شامل نبودن قوانین لازم در حوزه، وجود نداشتن دادگاه تخصصی برای این امر، ناآگاهی قضات از پرونده های تجارت الکترونیک، فقدان زمینه های حقوقی لازم برای استفاده از EC از قبیل پذیرفتن اسناد و امضاهای الکترونیکی
عدم دسترسی ارزان، سریع و آسان به اینترنت و همچنین هزینه بالای ایجاد وب سایت معاملاتی
عدم بسترهای مناسب فرهنگی در شرکتهای کوچک و متوسط
فقدان افراد متخصص
عدم تحمل ریسک در شرکتهای کوچک نسبت به شرکتهای بزرگ که این مسئله به دلیل محدودیتهای مالی شرکتهای کوچک است.
عدم حمایت دولت در مواردی مانند بهبود زیرساختها، ایجاد مکانیزمهای پرداخت الکترونیک، تدوین قوانین و مقررات مناسب برای نقل و انتقالات الکترونیک، ایجاد امنیت و …
عدم آموزش مناسب بخصوص در مقاطع دانشگاهی و همچنین آموزشهای عمومی
پژوهش دیگری با الهام از مدل سه شاخگی (عوامل رفتاری، ساختاری و محیطی) و با افزودن بعد چهارمی به این مدل (عوامل ماهیتی) موانع و راهکارهای پیاده سازی تجارت الکترونیک را در شرکتهای بیمه ای آسیا بررسی کرده است (امیرخانی و متقی ثابت، ۱۳۸۹). تحلیل های مرتبط این نتیجه را تایید کرده است که تمامی عوامل یاد شده موانع توسعه بیمه الکترونیکی بوده و تاثیر گذاری عوامل به ترتیب ماهیتی، رفتاری و محیطی و در نهایت ساختاری است.
عوامل محیطی
ضعف بسترهای مخابراتی
ضعف بسترهای قانونی و حقوقی
ضعف فرهنگی
هزینه های کلان توسعه
عوامل رفتاری
مقاومت پرسنل در برابر تغییر
عدم پشتیبانی و احساس نیاز مدیران
عوامل ساختاری
کمبود نیروی انسانی متخصص
ضعف ساختار اجرایی و هماهنگ کننده
ناکافی بودن بودجه
هزینه های کلان توسعه
عوامل ماهیت
پیچیدگی رشته های بیمه
ضرورت بازدید اولیه و ارزیابی خسارت به صورت حضوری
شکل ۳-۷- مدل مفهومی موانع توسعه تجارت الکترونیک در شرکتهای سهامی بیمه ای آسیا
۳-۵- جمع بندی و نتیجه گیری
جدول ۳-۱- موانع اشاره شده در تحقیقات پیشین با بیشترین فراوانی

از دوچرخه وینگیت مدل تکنو جیم ساخت کشورایتالیا برای اندازه گیری عملکرد آزمودنیها استفادهشد.

۳-۶-۶ کیت پروتئین کربونیل و آزمایش خون
از کیت پروتئینکربونیل مارک Cayman ساختکشور آمریکا استفاده شد. از هر آزمودنی ۷ تا ۱۰ میلی لیتر(ml)خون از سیاهرگ وریدی بازو در وضعیت نشسته اخذ و برای اندازه گیری سطح کربونیل به آزمایشگاه هورمون شناسی (دانشکده پزشکی دانشگاه علوم پزشکی شیراز) منتقل و تا زمان تجزیه و تحلیل در دمای منفی ۸۰ درجه سانتی گراد نگهداری شد و جهت جداسازی پلاسما از سرم نمونه های خونی برای لخته شدن به مدت ۳۰ دقیقه در دمای آزمایشگاه قرار داده شد سپس توسط دستگاه سانترفیوژ ۴ درجه (HETTICH ساخت کشور آلمان) به مدت ۱۵ دقیقه و با سرعت ۲۰۰۰ دور در دقیقه سانترفیوژ شد.
۳-۶-۷ ساعت ضربان سنج
ساعت ضربان سنج مارک polar مدل F5 ساخت کشور چین استفاده شد.
۳-۷ متغییرهای تحقیق
۳-۷-۱ متغییرمستقل
یک جلسه تمرین بیهوازی با بهره گرفتن از دوچرخه وینگیت۳۰ ثانیهای.
۳-۷-۲ متغییروابسته
پروتئینکربونیل پلاسمایخون
۳-۸ روش های آماری مورداستفاده
برای نیل به اهداف پژوهش از آمار توصیفی برای طبقه بندی فراوانی‌ ها و درصدها، تعیین میانگین ها، انحراف معیار، تهیه جداول و نمودارها و از آمار استنباطی برای مقایسه میانگینها و تعیین تفاوتها استفاده شد. کلیه عملیات توسط رایانه و نرمافزار excel و spss نسخه ۱۶ انجام گردید. برای تعیین تجانس واریانس ها از آزمون leven استفاده شد و با بهره گرفتن از آزمون K-S از طبیعی بودن داده‌ها اطمینان حاصل شد و برای بررسی تغییرات درونگروهی از آزمون تحلیل واریانس با اندازهگیریهای مکرر (ANOVA REPEATED MEASURED) استفاده شد. سطح معناداری برای تمام تجزیه و تحلیلها (۰۵/۰>P) انتخاب شد.
فصل چهارم
یافتهها و تجزیه و تحلیل داده ها
۴-۱ مقدمه
در این فصل به تجزیه و تحلیل داده های تحقیق پرداخته شده است که شامل مشخصات کلی یعنی سن، قد، وزن و دیگر خصوصیات آزمودنیها میباشد. همچنین در این فصل علاوه بر تجزیه و تحلیل آماری، جهت بررسی و مقایسه تاثیر تمرین بیهوازی بر میزان پروتئین کربونیل پلاسمای خون از روش آماری آنالیز واریانس با اندازه گیری مکرر استفاده شد.
جدول ۴-۱ شامل اطاعات توصیفی آزمودنیها شامل، تعداد، سن، قد، وزن و ضربان استراحت به تفکیک گروه میباشد.
جدول ۴-۱: اطلاعات توصیفی آزمودنیها به تفکیک گروه(میانگین ± انحراف استاندارد)

جدول ۴-۲ شامل میانگین و انحراف استاندارد میزان پروتئین کربونیل پلاسمای خون آزمودنیها در اندازه گیریهای تکراری میباشد و تغیرات آن در شکل ۱-۴ نشان داده شده است.
جدول۴-۲: میانگین و انحراف استاندارد میزان پروتئین کربونیل پلاسمای خون آزمودنی‌ها در اندازه‌‌گیری‌های تکراری

روش ساده شده دیگر گیرنده I-Rake، گیرنده Rake نسبی (P-Rake) می­باشد که P مسیر اول کانال مالتی پس را انتخاب می­ کند. علت آن به این دلیل می­باشد که معمولا مسیر­های انتشاری اول مسیر­های با بیشترین توان کانال چندمسیرگی می­باشند. عیب این روش این است که لزومی ندارد مسیر­های اول مسیر­های پر توان کانال چندمسیره باشند[۱،۷].

تکنیک ­های ترکیب دایورسیتی برای گیرنده ­های Rake

چندین تکنیک ترکیب دایورسیتی برای گیرنده­های Rake استفاده می­ شود[۱،۴]. این روش­ها به ۲ دسته همدوس و ناهمدوس تقسیم می­شوند. اگر فاز­ مسیر­ها، مورد استفاده قرار گیرند، همدوس، در غیر این صورت ناهمدوس گفته می­شوند. بهترین شبکه­ ای که همدوس می­باشد و به عنوان ترکیب کننده بهینه برای کانال­های AWGN مستقل به کار می­رود، تکنیک MRC می­باشد. با در نظر گرفتن سیگنال دریافتی تعریف شده در ۴-۲-۱ تصمیم آماری زیر انجام می­ شود:

شبکه همدوسی دیگر، EGC می­باشد که به همه سیگنال­های دریافتی به طور همدوسی وزن مساوی اضافه می­ کند و تصمیم آماری EGC به صورت زیر انجام می­ شود:

AC یکی از روش­های ناهمدوسی است که مقادیر قدرمطلق خروجی همه فیلتر­های منطبق را برای تصمیم آماری به کار می­برد:

پیاده­سازی تکنیک بهبود یافته AC از دامنه هر مسیر برای بهبود کارایی سیستم استفاده شده است. این روش خیلی شبیه به روش MRC می­باشد با این تفاوت که نیازی به اطلاعات فاز ندارد. تصمیم آماری این روش به صورت زیر می­باشد:

روش ­های آشکارسازی ناهمدوس
آشکارسازی به روش ناهمدوس به دلیل پیچیدگی کم و سادگی پیاده­سازی آن به صورت عملی مورد توجه زیادی است. همچنین نرخ نمونه­برداری آنها زیاد نیست و نیازی به تخمین دقیق پارامترهای کانال ندارند، در عوض عملکرد ضیعفی در مقایسه با گیرنده­های Rake همدوس دارند[۱۴]. در‏شکل (۴-۲) و ‏شکل (۴-۳) نحوه ارسال یک پالس با مدولاسیون PPM و دریافت سیگنال ارسالی پس از عبور از یک کانال UWB را نشان می­دهد. در ادامه انواع روش­های آشکارسازی ناهمدوس سیگنال­های UWB را مورد بررسی قرار می­دهیم.

پالس ارسالی با فرض بیت ۰ در مدولاسیون PPM و یک نمونه سیگنال دریافتی پس از عبور از کانال UWB

پالس ارسالی با فرض بیت ۱ در مدولاسیون PPM و یک نمونه سیگنال دریافتی پس از عبور از کانال UWB
آشکارسازی سیگنالینگPPM بر اساس آماره­ های مرتبه چهارم[۱۸]
در[۱۸] از آشکارسازی ناهمدوس آماره مرتبه چهارم یعنی کورتسیس^[۳۹] سیگنال IR-UWB استفاده می­ شود. سیگنال­هایIR-UWB که با نویز ترکیب شده ­اند، به خاطر طبیعت ضربه­ای که دارند یک توزیعی با مقدار کورتسیس عموماً بزرگتر از یک را دارند. این سیگنال­ها یک توزیع با پیک­های تیزتر و دنباله طولانی­تر را دارند که مقدار کورتسیس آنها بزرگتر از صفر است و آنها را توزیع فرا گوسی با پیک­های تیزتر و دنباله­های طولانی­تر می­نامند. بنابراین کورتسیس می ­تواند به عنوان معیار مناسبی برای آشکارسازی سیگنال­های IR-UWB در گیرنده استفاده شود. استفاده از چنین مشخصه­ای باعث می­ شود عملکرد بهتری نسبت به آشکارساز انرژی معمولی داشته باشد. این آشکارساز کورتسیس به نرخ نمونه برداری زیادی نیاز ندارد و با اندکی پیچیدگی در گیرنده می ­تواند عملکرد بهتری نسبت به آشکارساز انرژی داشته باشد. مدل سیگنال ارسالی با مدولاسیون PPM به صورت زیر می­باشد:

1. 1. پاسخ رشد گیاه

1. 1. عکس العمل کارکردی علفخوار که اثر حیوان را بر روی منبعی قابل مصرف نشان می دهد.

1. 1. عکس العمل شمارشی علفخوار که اثر منبع را بر روی علفخوار به دست می دهد.

1. 1. عکس العمل ذاتی علفخوار

به نظر می رسد در میان روش هایی که برای تعیین ظرفیت برد زیستگاه های حیات وحش استفاده می شوند بهترین و رایج ترین روش مربوط به روش های برآورد ظرفیت برد تغذیه ای است.

1. 1. روش های برآورد ظرفیت برد تغذیه ای

یکی از اهداف اصلی مدیریت حیات وحش برآورد ظرفیت برد، یا تعداد جانورانی است که منابع یک منطقه می توانند در سراسر دوره های مشخص حمایت کنند (Beck et al, 2006).در منابع مختلف به صورت مجزا به برخی از روش های تعیین ظرفیت برد تغذیه ای اشاره شده است.Demaris و Krausman گروهی از روش هایی را که به وسیله ی زیست شناسان حیات وحش برای تعیین گنجایش برد زیستگاه بکار برده شده است را ارائه نموده اند (Demaris & Krausman, 2000). که البته باید به این نکته اشاره نمود که پایه ی اکثر روش های برآورد گنجایش برد زیستگاه بر این فرض استوارند که کمیت و کیفیت علوفه است که تعیین کننده ی تعداد حیواناتی است که یک منطقه می تواند نگهداری کند. نکته ای که باید در این زمینه مورد توجه قرار داد این است که استفاده از چنین مدل هایی نیازمند داده هایی در مورد رژیم غذایی، علوفه قابل دسترس، کیفیت علوفه مورد تغذیه و نیازهای تغذیه ای حیوان است. در واقع ظرفیت برد از رابطه بین علوفه قابل دسترس و نیازهای تغذیه ای حیوان ویژه ای به دست می آید (عجمی، ۱۳۸۱). و کیفیت علوفه نیز بسته به ترکیب گیاهی یا به عبارت دیگر نسبت حضور گونه های گیاهی موجود در هر تیپ متفاوت است (ارزانی، ۱۳۸۸). لذا می توان مدل های تغذیه ای را به انواع مختلفی تقسیم نمود که این تقسیم بندی بر اساس نوع متغیری که برای تعیین ارزش غذایی استفاده می شود صورت می گیرد. که این متغیرها عبارتند از: درصد نیتروژن، پروتئین خام، خاکستر، مواد آلی، چربی خام، انرژی خام، الیاف نامحلول در شوینده خنثی (دیوراه سلولی)، الیاف نامحلول در شوینده اسیدی (دیواره سلولی منهای همی سلولز)، انرژی قابل هضم، انرژی متابولیسمی و … (ارزانی، ۱۳۸۸). از روش هایی که برای تعیین ظرفیت برد تغذیه ای تاکنون در منابع مورد استفاده قرار گرفته می توان به موارد زیر اشاره نمود:

• • احتمالات انتخاب زیستگاه، ظرفیت برد تغذیه ای بازگو کننده ی یکسری از نیازهای تغذیه ای ویژه برای مواد غذایی ای است که در زیستگاه در دسترس جانور موجود است (Beck et al, 2006 ; MacLeod, 1997).

• • مدل های مبتنی بر میزان علوفه یا میزان زیتوده ، که به عنوان اساسی ترین مدل تعیین گنجایش برد مع روف است. در این روش گنجایش برد از از تقسیم زیست توده علوفه مورد مصرف بر میزان ماده خشک مورد مصرف روزانه به دست می آید ( عجمی، ۱۳۸۱).

• • مدل هایی که مبتنی بر برآورد های مربوط به انرژی و نیتروژن در دسترس (Hobbs et al., 1982; McCall et al., 1997) و نیاز های روزانه ی جانور مورد مطالعه هستند.

1. 1. تعیین ارزش رجحانی گونه های مصرفی

اغلب صاحب نظران ارزش رجحانی و خوشخوراکی را به یک معنی می دانند (ارزانی، ۱۳۸۸؛ عجمی، ۱۳۸۱). خوشخوراکی یکی از ویژگی های مهم گیاهان مرتعی است، که منظور از آن انتخاب گیاه توسط دام است (ارزانی، ۱۳۸۸). کیفیت مواد غذایی (گیاهان) به حضور تراکم های نسبی از مواد مغذی مختلف از قبیل پروتئین ها، چربی ها، کربوهیدارت ها، ویتامین ها و مواد معدنی است (Seal, 2011). و درک محتوی ساختار گیاهی یک راه مفید برای تعیین ظرفیت مراتع است(Asaadi & Dadkhah, 2010). به طور کلی عوامل متعددی هستند که بر خوشخوراکی گیاه اثر می گذارند:

• • ویژگی های فیزیکی گیاه: از جمله این ویژگی ها میتوان به آبدار و گوشتی بودن (ارزانی، ۱۳۸۸)، وجود تیغ، خار، کرک و زبری سطح برگ (عجمی، ۱۳۸۱) اشاره نمود.

• • ویژگی های محیط زیستی: مانند شرایط اقلیمی، پستی و بلندی، و فاکتورهای مربوط به خاک و همچنین حشرات و بیماری ها (عجمی، ۱۳۸۱).

• • ویژگی های شیمیایی گیاه: ترکیبات شیمیایی گیاهان از مهمترین عوامل تعیین کننده خوشخوراکی هستند (ارزانی، ۱۳۸۸). از این ویژگی ها می توان به مواردی از قبیل پروتئین، قند، فیبر، لیگنین، سیلیس، اسانسها و ترکیبات ثانویه گیاهی اشاره نمود (عجمی، ۱۳۸۱).

• • مرحله رشد گیاه (عجمی، ۱۳۸۱؛ ارزانی، ۱۳۸۸): این مورد مهمترین عامل در خوشخوراکی گونه های گیاهی است. به طوری که با پیشرفت در مراحل رشد بخش های کربوهیدراتی(سلولزی) گیاه زیادتر شده و لذا خوشخوراکی گیاه کاهش می یابد.

• • فراوانی گونه های همراه

• • قابلیت استفاده

۱-۸-۱- شاخص های ارجحیت تغذیه ای
کوک(۱۹۷۸) پیشنهاد کرده که سه موضوع باید در تصمیم گیری در مورد شاخص ارجحیت مناسب توجه شود (Krebs, 1999):

هدف پروتکل مسئولیت درنظر گرفتن یک رژیم جامع مسئولیت و جبران خسارت سریع و مناسب برای خسارات ناشی از جابجایی فرامرزی زباله های خطرناک و دیگر زباله ها از جمله تصادفاتی که به خاطر حمل و نقل غیرقانونی اینچنین زباله هایی رخ می دهد است. این پروتکل دربردارنده قواعدی در مورد مسئولیت و جبران خسارات برای خساراتی که به علت نشت تصادفی زباله های خطرناک در طی صادرات، واردات یا نابودی زباله ها ایجاد می شود. این پروتکل سؤالاتی را با این عنوان که چه کسی به لحاظ مالی در زمان تصادف مسئول شمرده می شود و همچنین این که تمامی ابعاد موجود در یک جابجایی فرامرزی زباله ها از نقطه ای که زباله ها حمل می شوند تا محل صادرات، ترانزیت بین المللی، واردات و دفع نهایی آنها مورد بررسی قرار می دهد.

مواد ۱۵، بند ۱۷ و دیگر مقررات کنوانسیون باسل اعضای کنوانسیون به طور ویژه ای اعضاء را مجاز کرده است تا در صورت نیاز و برای انجام مسئولیت هایشان و اجرا مؤثر کنوانسیون، مقررات آن را اصلاح کنند. متعاقب این مقررات، کنفرانس اعضاء در جلسه دوم خود در سال ۱۹۹۴ صادرات زباله های خطرناک برای دفع و نابودی از کشورهای عضو سازمان توسعه و همکاریهای اقتصادی به کشورهای غیر عضو این سازمان را ممنوع کرد. متن این اصلاحیه که موسوم به اصلاحیه کنوانسیون باسل در مورد کنترل جابجایی فرامرزی زباله های خطرناک و دفع آنها (اصلاحیه ممنوعیت ۱۹۹۵) است تمایز بین کشورهای عضو سازمان همکاری و توسعه اقتصادی با کشورهای غیر عضو این سازمان را استفاده نمی کند. در مقابل، این پروتکل صادرات زباله های خطرناک برای دفع نهایی و بازیافت کردن از آنچه بعنوان کشورهای ضمیمه هفتم (اعضای کنوانسیون که عضو اتحادیه اروپا هستند، کشورهای عضو سازمان توسعه و همکاری های اقتصادی و لیختن اشتاین) به کشورهای غیر ضمیمه هفتم (اعضای دیگر کنوانسیون که عضو ضمیمه نیستند) را منع کرده است. اعضاء همچنین به ممنوعیت صادرات زباله های مورد نظر برای بازپروری و بازیافت توافق کرده اند. اعضای این پروتکل همچنین توافق کردند که صادرات اینگونه زباله ها را برای بازیافت و استفاده مجدد ممنوع کنند. براساس این پروتکل ممنوعیت صادراتی بایستی توسط سه چهارم از اعضای حاضر در زمان تصویب اصلاحیه تصویب شود و هنوز لازم الاجرا نشده است.
۳٫۲- کنوانسیون بین‌المللی جلوگیری از آلودگی ناشی از کشتی‌ها (مارپل) (MARPOL)
کنوانسیون بین‌المللی جلوگیری از آلودگی ناشی از کشتی‌ها در سال ۱۹۷۳ با برگزاری کنفرانس بین‌المللی آلودگی دریا توسط IMO به تصویب رسید و متعاقباً توسط پروتکل ۱۹۷۸ اصلاح گردید. این مقررات دربرگیرنده منابع گوناگون آلودگی ناشی از کشتی‌ها بوده و هدف اصلی آن، حذف آلودگی عمدی محیط زیست دریا بوسیله نفت و سایر مواد مضر و کاهش تخلیه چنین موادی بصورت عمدی و یا غیرعمدی، از طریق اعمال قوانین و مقررات بر کشتیها و بنادر می باشد^[۳۵]. ضمایم ۵ و ۶ کنوانسیون مارپل در سال ۲۰۱۱ مورد بازبینی قرار گرفت.
۳٫۲٫۱- کاربرد کنوانسیون
۱) درخصوص کشتی هایی که حق برافراشتن پرچمی که دولت عضو را داشته باشند.
۲) درخصوص کشتی هایی که حق برافراشتن پرچم یک دولت عضو را ندارند و لی تحت نظر آنها بهره برداری می گردند.
هرگونه تخلف از الزامات کنوانسیون ممنوع می باشد و مجازات هاباید تحت قوانین دستگاه اجرایی کشتی متخلف صورت پذیرد. همچنین هرگونه تخلف درمنطقه تحت حاکمیت هر دولت عضو ممنوع بوده و مجازاتها باید تحت مقررات همان دولت عضو صورت پذیرد.
چنانچه تخلیه و یا آلودگی رخ دهد، هر دولت عضو باید مدارک و مستنداتی که نشان دهنده تخلیه مواد مضر یا جریانی از مواد که حاوی چنین مواد مضری باشد که باعث تخلف از مفاد کنوانسیون گردد را جهت مرجع دریایی دولت صاحب پرچم کشتی تهیه و ارائه نماید و هنگامی که یک دولت عضو گزارشی مبنی بر سانحه آلودگی دریافت نمود باید بلافاصله مرجع دریایی کشتی آلوده کننده را از وقوع سانحه آلودگی مطلع نماید. درصورتی که یک سانحه دربردارنده اثر اتم ضرر مهمی برای محیط زیست باشد، دولت های عضو باید به سانحه رسیدگی و متخلفین به دادگاه معرفی شده و مجازات ها باید به اندازه کافی محکم باشند تا از وقوع مجدد تخلف جلوگیری نمایند.
۳٫۲٫۲- ضمائم مارپل
۱-مقررات برای جلوگیری از آلودگی ناشی از نفت
۲-مقررات برای کنترل آلودگی توسط مواد مایع سمی بصورت فله
۳-مقررات برای جلوگیری از آلودگی توسط مواد مضر بسته بندی شده
۴-مقررات برای جلوگیری از آلودگی توسط فاضلاب کشتی ها
۵-مقررات برای جلوگیری از آلودگی توسط از زباله کشتی ها
۶-مقررات برای جلوگیری از آلودگی هوا ناشی از کشتی
دولت جمهوری اسلامی ایران به سه ضمیمه ۱، ۲ و ۵ آن درسال ۱۳۸۱ وضمایم ۳،۴ و ۶ در سال ۱۳۸۸ ملحق گردیده و بر اساس ضمائم کنوانسیون مارپل، بنادر باید به تسهیلاتی در جهت دریافت مواد زائد از کشتی ها مجهز شوند و مواد زائد مربوط به مواد نفتی و ضایعات نفتی، روغن سوخته و اسلاج، آب خنو زباله را از شناورها دریافت می کند.
۳٫۲٫۳- تخلیه زباله به دریا درمناطق ویژه دریایی
تخلیه زباله‌های زیر به دریا در مناطق ویژه تنها در شرایط زیر و در حالتی مجاز است که کشتی در حال حرکت باشد:
۱ تخلیه زائدات خوراکی در بیشترین فاصله ممکن از نزدیک‌ترین ساحل و حداقل ۱۲ مایل دریایی از نزدیک‌ترین ساحل یا توده یخی. زائدات خوراکی باید خرد یا آسیاب شده باشند و بتوانند از صافی با دریچه‌های حداکثر ۲۵ میلیمتر مربع عبور نمایند. زائدات خوراکی نباید به هیچگونه زباله دیگری آلوده شده باشند. تخلیه محصولات برگرفته از گوشت پرندگان، شامل ماکیانوتکه‌های آنها تنها درصورتی در منطقه قطب جنوب مجاز است که پیشاز تخلیه پردازشو استریل شده باشند.
۳٫۲٫۴-تخلیه زباله به دریا خارج از مناطق ویژه دریایی
۱- تخلیه زباله‌های زیر به دریا درخارج از مناطق ویژه تنها در حالتی مجاز است که کشتی در حال حرکت باشد و در بیشترین فاصله ممکن از نزدیک‌ترین ساحل و در هر صورت در حداقل فواصل زیر قرار گرفته باشد:
۱-۱ -۳ مایل دریایی از نزدیک‌ترین ساحل، برای زائدات خوراکی که از خردکن یا آسیاب گذشته باشند. این زائدات خوراکی خرد یا آسیاب شده باید بتوانند از صافی با دریچه‌های حداکثر ۲۵ میلیمتر مربع عبور نمایند.
۱-۲ - ۱۲ مایل دریایی از نزدیک‌ترین ساحل، برای زائدات خوراکی که مطابق بند فرعی ۱ فوق پردازش نشده‌اند.
۱-۳ -۱۲ مایل دریایی از نزدیک‌ترین ساحل، برای بقایای باریکه به کمک روش‌های مرسوم موجود قابل تخلیه نباشند. این بقایای بار نباید حاوی موادی باشند که مطابق دستورالعمل آیمو به عنوان ماده مضر برای محیط‌زیست دریایی طبقه‌بندی شده‌اند.
۱-۴ -لاشه‌های حیوانات باید در بیشترین فاصله ممکن از نزدیک‌ترین ساحل، با توجه به دستورالعمل آیمو تخلیه شوند.
۲ – مواد و افزودنی‌های پاک‌کننده در آب شستشوی انبارها و سطوح خروجی را در صورتی می‌توان به دریا تخلیه کرد که مطابق دستورالعمل آیمو به عنوان ماده مضر برای محیط‌زیست دریایی طبقه‌بندی نشده ‌باشند.
۳ –در صورتی که زباله با موادی مخلوط یا آلوده شده باشد که مشمول ممنوعیت تخلیه یا الزامات متفاوتی برای تخلیه هستند، الزامات سخت‌گیرانه‌تر باید مورد اجرا قرار بگیرد.
ضمیمه ۶ : مقررات برای جلوگیری از آلودگی هوا ناشی از کشتی
ضمیمه ششم شامل الزامات ‌کنترلی‌ در خصوص ‌مواد کاهنده‌ لایه ‌اوزن (اوزن‌ شامل ‌هالونها وCFC)‌، اکسیدهای ‌نیتروژن‌، اکسیدهای‌گوگرد، ترکیبات ‌معدنی ‌فرار ناشی از بارگیری مواد نفتی،گازهای ناشی از سوزاندن مواد در کوره ‌کشتی‌، تسهیلات‌ دریافت مواد زائد در بنادر ‌و کیفیت ‌سوخت‌ مصرفی کشتی ها می باشد و هر گونه ‌انتشار عمدی‌ این ‌مواد ممنوع‌ می باشد.
۳٫۳- موافقت های مربوط به مسئولیت و جبران خسارت محیط زیست دریایی و موافقت نامه‌های مربوط به جلوگیری از آلودگی های دریایی
۳٫۳٫۱- موافقت نامه های مربوط به مسئولیت و جبران خسارت محیط زیست دریایی
در کنار مقررات مربوط به مسئولیت و جبران خسارت که در کنوانسیون باسل وجود دارد، کنوانسیون ۱۹۷۲ در مورد پیشگیری آلودگی دریایی بوسیله‌ی تخلیه‌ی آب ها و دیگر مواد^[۳۶] و چند کنوانسیون دیگر که مربوط به زباله های خطرناک هستند، و شماری از موافقت نامه های بین المللی دیگر قواعدی را بصورت خاص وضع کرده اند که به بررسی موضوعات مربوط به مسئولیت و جبران خسارت برای خسارات آلودگی در موارد انتشار و تخلیه‌ی مواد در محیط زیست دریایی می پردازند. این اسناد شامل: کنوانسیون بین المللی در مورد مسئولیت مدنی برای خسارت ناشی از آلودگی نفتی (کنوانسیون مسئولیت مدنی)، کنوانسیون بین المللی در مورد تاسیس یک صندوق بین المللیبرای جبرن خسارت ناشی از آلودگی نفتی (کنوانسیون صندوق بین المللی ۱۹۷۱)، کنوانسیون بین المللی بر مسئولیت و جبران خسارت برای خسارات در تماس با حمل مواد سمی و خطرناک در دریا (کنوانسیون مسئولیت و جبرن خسارت) و کنوانسیون بین المللی در مورد مسئولیت بین المللی برای خسارات آلودگی نفتی ناشی از سوخت مخزن کشتی (کنوانسیون آلودگی نفتی مخزن نفت) می شود. قوانین ایجاد شده توسط این کنوانسیون ها نسبت به قوانینی که کنوانسیون باسل در ارتباط با مسئولیت و جبران خسارت برای صدمات ناشی از زباله های خطرناک و دیگر زباله ها وضع کرده ست، حالت تکمیلی دارد.
کنوانسیون مسئولیت مدنی در سال ۱۹۶۹ تصویب شد. هدف از این کنوانسیون تامین جبران خسارت قربانیان آلودگی نفتی ناشی از انتشار یا نشت نفت از کشتی ها و همچنین تضمین پرداخت غرامت این خسارات توسط صاحبان کشتی بود. این کنوانسیون قواعد ورویه های بین المللی واحدی را برای تعیین مسئولیت و میزان غرامت برای خسارت ایجاد شده توسط نشت نفت هنگام تخلیه نفت از کشتی ها وضع کرد. با این وجود، این کنوانسیون ها فقط در ارتباط با خسارات وارد شده در دریای سرزمینی یک عضو کنوانسیون اعمال می شود. همچنین این کنوانسیون نسبت به تدبیری که بعد از تصادفات برای جلوگیری یا حداقل کردن خسارت و محدودیت هایی که کنوانسیون وضع کرده است اعمال می شود که ناچیز است. همین مسئله باعث شکل گیری موافقت نامه های بیشتری در خصوص مسئولیت و جبران خسارات ناشی از آلودگی از کشتی ها و دیگر منابع شده است.
کنوانسیون ۱۹۷۱ صندوق بین المللی در سال ۱۹۷۸ لازم الاجرا گردید. این کنوانسیون صندوقی را تحت عنوان صندوق جبران آلودگی نفتی بین المللی برای تامین غرامت نسبت به خسارت آلودگی ناشی از نشت یا تخلیه‌ی نفت از کشتی ها، تاسیس شده است. این کنوانسیون شرایطی را تعیین کرده است که بر اساس آن در صورتی که آن شرایط وجود داشته باشد، صندوق اقدام به جبران خسارت قربانیان آلودگی نفتی به خصوص در جایی که جبران خسارت نامناسب یر اساس کنوانسیون مسئولیت مدنی صورت گرفته است، می کند^[۳۷].
کنوانسیون جبران خسارت و مسئولیت در سال ۱۹۹۶ تصویب شده است که هنوز لازم الاجرا نگردیده است. این کنوانسیون نسبت به حدود ۶۰۰۰ مواد و ذراتی که در فهرست بین المللی ذرات مشخص شده اند و شامل ذرات مایع سمی موجود در نفت کش ها می شود. بند سوم این کنوانسیون تعیین کرده است که کنوانسیون باید به طود انحصاری نسبت به چهارمورد اعمال گردد: الف) هر خسارتی که در قلمرو دریایی شامل دریایی سرزمینی یک دولت عضو شود؛ ب) خسارت وارد شده از طریق آلوده کردن محیط زیست منطقه انحصاری اقتصادی یک دولت عضو که منطبق با حقوق بین الملل تعین شده است؛ ج) خسارات دیگری که توسط ماده ای که در سطح کشتی حمل شده است؛ د) نسبت به اقدامات پیشگیرانه که در ارتباط با چنین خسارتی اتخاذ شده است. این کنوانسیون خسارت را شامل موارد زیر می داند: از دست دادن حیات، وارد آمدن صدمه ی شخصی، از دست دادن یا خسارت به سر مایه ی خارج از یک کشتی، تلف کردن یا خسارت از طریق آلوده شدن محیط زیست، هزینه‌ی اقدامات پیشگیرانه و هر گونه تلف شدن یا وارد آمدن خسارت از این طریق حوزه ای است که این کنوانسیون به عنوان آسیب تعریف می کند. این کنوانسیون بدون تقصیر را برای مالک کشتی تعیین کرده است. همچنین این کنوانسیون یک سیستم بیمه‌ اجباری را برای تضمین اینکه صاحبان کشتی مسئولیت هایشان را در زمان یک حادثه آلودگی انجام دهند الزامی کرده است. این کنوانسیون همچنین صندوقی تاسیس کرده است که بوسیله‌ی منافع محموله سرمایه گذاری می شود. این صندوق در یرخی شرایط خاص از جمله جایی که یک صاحب کشتی قادر نیست مسئولیت خود را انجام دهد، در دسترس خواهد بود^[۳۸].
کنوانسیون آلودگی نفتی ناشی از سوخت مخزن کشتی در سال ۲۰۰۱ تصویب شده و در سال ۲۰۰۸ لازم الاجرا شده است. این کنوانسیون اهمیت ایجاد مسئولیت بدون تقصیر برای همه نوع آلودگی نفتی را مورد شناسایی قرار داده است که این مسئله مرتبط با محدودیت از میزان مسئولیت است. این کنوانسیون همچنین در نظر دارد تا جبران خسارت مناسب، سریع و موثر برای کسانی که از خسارت وارد آمده بر آنها ناشی از انتشار نفت در زمان حمل نفت توسط کشتی های بزرگ نفتی رنج می برند، تضمین کند. «سوخت نفتکش» بنا بر ماده یک کنوانسیون به معنای « هر ماده ی معدنی هیدروکربنی از جمله گریس که در عملیات (موتوری) یا جلو بردن کشتی بکار برده شود و هر پسمانده از چنین ماده ی استفاده شده در کشتی» تعریف شده است^[۳۹]. اینچنین پس مانده هایی زباله هستند و بنابراین، کنوانسیون نسبت به زباله های خطرناک و زباله های نفتی اعمال می گردد. در میان دیگر مقررات مهم، ماده‌ی سوم این کنوانسیون صاحب کشتی را در هنگام تصادف منجر به ایجاد آلودگی نسبت به آلودگی ایجاد شده توسط هرگونه سوختی که در کشتی منتشر شده بجز در شرایط خاصی که در مقررات مشخص شده مسئول می داند. از مواردی که صاحب کشتی نسبت به انتشار سوخت بر روی کشتی مسئولیت ندارد شامل خسارت در نتیجه‌ی عمل جنگی، خصومت، جنگ مدنی، شورش، یا یک پدیده‌ی خاص طبیعی است.
نکته ای که می توان نتیجه گیری کرد این است که موافقت نامه های مربوط به مسئولیت و جبران خسارت محیط زیست دریایی هنوز یک مکانیسم موثر برای مسئولیت و جبران خسارت ناشی از زباله های خطرناک و دیگر زباله ها ایجاد نکرده اند. این مسئله تلاش های بیشتری برای ارائه برنامه های گوناگون در این خصوص و اجرا در آوردن آن ضروری می سازد. همچنین فقدان مکانیسم های موثر در حوزه ی مسئولیت و جبران خسارت می طلبد تا کشور های عضو کنوانسیون باسل نسبت به تصویب پروتکل مسئولیت ۱۹۹۹ این کنوانسیون، تشویق شوند.
۳٫۳٫۲- موافقت نامه ها مربوط به جلوگیری از آلودگی دریایی
شماری از موافقت نامه های بین المللی برای پیشگیری از آلودگی دریایی که در بردارنده‌ی برخی مقررات در مورد زباله های خطرناک و دیگر زباله ها هستند، نسبت به مقررات وضع شده در کنوانسیون باسل حالت تکمیل کننده دارند. مقررات این موافقت نامه ها به صورت خاص به بحث تخلیه‌ی زباله ها در اقیانوس نمی پردازد و مقررات گذاری نمی کند. در محیط زیست دریایی، تخلیه و نشت زباله ها هم در دریای آزاد و هم در مناطق ساحلی مشکلات جدی ایجاد کرده است. موافقت نامه های موجود قواعدی را برای بررسی مشکلات زباله ها و دیگر منابع آلودگی دریایی وضع کرده اند. از جمله‌ی این اسناد بین المللی می توان به کنوانسیون بین المللی مربوط به دخالت در آب های آزاد در موارد تلفات ناشی از آلودگی نفتی، کنوانسیون بین المللی برای پیشگیری از آلودگی ناشی از کشتی ها، کنوانسیون مربوط به پیشگیری آلودگی دریایی از طریق تخلیه ی زباله ها و دیگر مواد (کنوانسیون تخلیه‌ی لندن)، کنوانسیون ملل متحد در مورد حقوق دریاها، کنوانسیون بین المللی در مورد آمادگی، پاسخ و همکاری آلودگی نفتی و پروتکل سال ۲۰۰۰ آن در مورد آمادگی، پاسخ و همکاری برای حوادث آلودگی از طریق مواد سمی و خطرناک. کنوانسیون تخلیه ی لندن که در بالا ذکر شد، یکی از این اسناد است که در ادامه در بخش زیر بررسی خواهد شد. بررسی این کنوانسیون قابلیت کاربرد موافقت نامه های پیشگیری آلودگی دریایی را برای مقررات گذاری در حوزه‌ی مدیریت زباله های خطرناک و دفع آنها نشان می دهد.
۳٫۳٫۳-کنوانسیون در مورد جلوگیری از آلودگی دریایی از طریق تخلیه ی فاضلاب ها و دیگر مواد (کنوانسیون تخلیه‌ی لندن)
یکی از مسائل کلیدی مربوط به زباله ها که در کنوانسیون باسل به آن پرداخته نشده است، تخلیه‌ی زباله ها در دریاهای آزاد و مناطق ساحلی است. این مسئله، موضوع کنوانسیون پیشگیری آلودگی دریایی از طریق تخلیه‌ی زباله ها و دیگر مواد است که در سال ۱۹۷۲ تصویب گردید. این کنوانسیون در سال ۱۹۷۵ لازم الاجرا شد. هدف کنوانسیون تخلیه لندن جلوگیری از آلودگی دریایی از طریق تخلیه‌ی زباله و منابع گوناگون دیگری از جمله آلودگی ناشی از هوا است. در ارتباط با زباله های خطرناک، بند چهارم از کنوانسیون لندن تخلیه‌ی چنین زباله هایی را در همه‌ی محیط زیست های دریایی از جمله دریاهای آزاد و آبهای ساحلی ممنوع می کند. کنوانسیون لندن هر گونه تخلیه‌ی زباله ها در محیط زیست دریایی را به جز مواردی که در پیوست کنوانسیون فهرست شده است ممنوع کرده است^[۴۰]. زباله های خطرناک که تخلیه ی آنها در محیط زیست دریایی بطور کل ممنوع است شامل زباله های حاوی جیوه، ترکیبات ارگانوکلورین، پلاستیک ها و همچنین زباله های رادیو اکتیو می شود که جزو کنوانسیون باسل نیستند.
کنوانسیون تخلیه‌ی لندن در بردارنده‌ی یک مکانیسم اجرایی بین المللی برای تضمین ممنوعیت های وارده بر تخلیه‌ی زباله های خطرناک توسط این کنوانسیون نیست. با این وجود، این کنوانسیون اعضای خود را در مواد ۴ و ۷ و دیگر مقررات خود ملزم کرده است تا قوانین، اصول و مقرراتی در سطح ملی برای اجرای این کنوانسیون وضع کنند. اعضا در قوانین ملی خودشان ملزم به ممنوع کردن تخلیه‌ی زباله های خطرناک در مناطق ساحلی و آب های آزاد هستند. علاوه بر این، اعضا ملزم به در نظر گرفتن مجازات هایی برای نقض قانون در این زمینه هستند. برای مثال، یک عضو می تواند قوانین داخلی را به گونه ای وضع کنند که کشتی هایی که در دریاهای آزاد اقدام به تخلیه‌ی زباله های خطرناک می کنند از بالا بردن پرچم ها یشان جلوگیری کنند و همچنین جریمه های نقدی یا مجازات زندان برای آنها در نظر بگیرد.
همچنین اعضا بر اساس ماده ۴ ملزم هستند تا بصورت مداوم آبهای ساحلی خود را برای تعیین اینکه آیا تخلیه‌ی زباله ای صورت گرفته است با خیر مورد ارزیابی قرار دهند تا در صورت وجود این موضوع، اقدامات جبرانی مناسبی انجام دهند.
کنوانسیون تخلیه لندن همچنین قواعد الزام آوری در خصوص مسئولیت و جبران خسارت برای خسارت ناشی از تخلیه زباله های خطرناک در محیط زیست دریایی وضع کرده است. در این ارتباط، ماده ۱۰ از کنوانسیون اعضا را ملزم می کند تا قواعد و رویه هایی در سطح ملی برای ارزیابی مسئولیت برای خسارت ناشی از تخلیه زباله های ممنوع در محیط زیست دریایی، ایجاد کنند. برای مثال؛ قواعد داخلی می تواند در موردی که تخلیه‌ی زباله های خطرناک در محیط زیست دریایی بوسیله بیش از یک واحد تولیدی صورت گیرد مسئولیت مشترک را در نظر بگیرد.