杨娜，张晓琴，吕凡，余波平,3，金兴良,3，戴知广,3，邵立明，何品晶
（1.深圳市环境科学研究院，广东 深圳 518001；
2.同济大学 固体废物处理与资源化研究所，上海 200092；
3.广东省环境保护污水高质化利用工程技术研发中心，广东 深圳 518001）
家庭厨余垃圾，是指居民家庭日常生活中丢弃的果蔬、食物下脚料、剩饭剩菜、瓜果皮等易腐有机垃圾[1]，是我国居民家庭生活垃圾中的主要成分，湿基百分比大于50%[2]。家庭厨余垃圾具有含水率高、生物降解速率快等特点，在城市生活垃圾收运处理过程中容易与其他组分相互污染，阻碍有价组分回收利用；
降低生活垃圾热值，影响焚烧处理系统稳定性和热能回收率；
也是渗滤液和恶臭等二次污染的主要来源。
分类投放家庭厨余垃圾，并采取适当的处理方式进行资源回收，是降低混合生活垃圾污染属性、提高资源回收率的重要途径，也是现阶段我国生活垃圾分类的主要目标之一。2019年颁布的国家标准《生活垃圾分类标志》[3]中，将家庭厨余垃圾作为分类类别之一。2020年新颁布实施的《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》首次规定“国家推行生活垃圾分类制度”。上海[4]、北京[5]、深圳[6]等地相继通过立法明确实施家庭厨余垃圾分类投放、分类处理。可以预见，家庭厨余垃圾分类势在必行。分类后的家庭厨余垃圾采用何种处理技术，配套怎样的收集、运输方式，是摆在城市管理者面前的重大课题。
家庭厨余垃圾具有污染和资源的双重属性，应在控制环境污染的前提下，最大化提升资源回收利用率，降低全社会的经济成本。因此，环境经济效益综合评估是开展家庭厨余垃圾管理决策的重要辅助工具。本文就家庭厨余垃圾管理模式的环境经济效益评估的研究进展进行综述，提出可行的研究思路以供参考。
环境经济效益评估，是指通过对公共政策在环境和经济两方面造成的效益进行综合定量分析，在兼顾环境与经济双重目标下进行方案优化比选，引导社会资源有效配置，为政府决策制定提供参考依据。目前，独立的环境效益分析和经济效益分析均已形成成熟的理论体系，并在实践中得到广泛应用，前者主要包括环境影响评价、生命周期评价等方法，后者主要采用工程经济学方法。环境经济效益综合分析还没有形成统一的理论体系，应用较多的方法主要有环境费用效益分析法、生态效率法、多准则决策分析法等三类，其工作框架见图1。
图1 环境经济效益评估方法工作框架
常规环境经济综合评估方法主要用于建设项目或企业产品、服务分析。对于固体废物管理系统，通常不产生经济效益，政府和企业在决策制定过程中不仅要考虑经济成本和收益，更要考虑“从摇篮到坟墓”整个过程的环境影响，因此将生命周期影响分析（life cycle assessment,LCA）和生命周期成本分析（life cycle costing,LCC）进行整合，形成了以下三种环境经济效益评估方法[7-8]。
（1）基于费用效益分析的社会生命周期成本分析（societal LCC）法，将环境影响用货币形式表现为外部成本，然后与预算成本一同纳入LCC，计算系统整体的社会成本。外部成本计算，是社会生命周期成本分析的关键环节，首先通过LCA获得各类污染物的排放量，然后根据各类污染物的货币化系数和排放量计算得到系统的外部成本[10]，见式（1）。
式中：EC指处理1吨固体废物造成的外部成本；
ej指污染物j的排放量；
APj指污染物j的货币化系数。
表1总结近十年来固体废物管理社会生命周期成本分析研究中的外部成本计算参数。纳入外部成本计算的污染物主要是气体污染物，其货币化系数主要来自美国、欧洲、澳大利亚等发达国家的气体污染物损害成本研究结果，通常采用影响路径分析法，模拟大气污染物的排放、扩散和暴露过程，结合剂量响应关系和支付意愿法测算单位剂量污染物造成的经济损失。相比之下，我国的相关研究主要是测算城市或行业尺度大气污染造成的宏观经济损失，鲜有计算单位质量污染物排放造成的经济损失。CO2作为最重要的温室气体，关于其损害成本的理论研究较为丰富，研究者可以引用的货币化系数较多[10-13]；
同时，也有人采用碳市场的交易价格作为二氧化碳的货币化系数[14-16]。目前，我国共有8个试点碳交易市场（包括广东、湖北、天津、上海、深圳、北京、福建、重庆），2020年碳交易价格为17.34～91.81元/吨，在国际碳交易市场中价格偏低[17]。随着2021年7月全国统一碳市场开市交易，我国碳市场将成为全球覆盖温室气体排放量规模最大的市场，预计国内的碳交易价格也会趋于稳定，可以作为二氧化碳货币化系数的首选。此外，研究者对生物源CO2的处理方式亦有所不同，Edwards等[11]认为生物源CO2对温室效应的影响是中性的，货币化系数应为零，其他人则并不根据来源定义货币化系数。对于CH4、N2O等其他温室气体，可以利用CO2的货币化系数和全球变暖潜势折算各自的货币化系数[10-11]。Yu &Li[18]采用我国环境保护税税率作为酸性气体SO2的货币化系数。《中华人民共和国环境保护税法》规定了61类水污染物和44类大气污染物的污染当量值，结合税额表（浮动）可以计算单位质量污染物的应缴税额，各地统筹考虑本地区环境承载能力、污染物排放现状和经济社会生态发展目标要求，提出适用本地区的具体税额。根据上海大气污染物税额标准，SO2、NOx、CO、Hg、Pb、Cd的税率（元/千克）分别为8、9、0.072、12 000、60和40，均显著低于表1的文献研究数据。
表1 文献报道的环境外部成本计算参数
除了气体污染物之外，关于水体污染物、土壤污染物、资源消耗和社会影响等货币化系数的基础研究较少。Edwards等[11]计算了渗滤液排入水体造成水污染的外部成本，使用污染物的治理费用作为货币化系数，但也指出这种方法的科学性较差。Woon &Lo[15]针对香港高密度城市土地稀缺、人口密度高的特点，测算了土地机会成本和不舒适性成本，土地机会成本即处理设施所在地改作他用时所放弃的利益，比如填埋场地处郊区，其土地机会成本采用郊区土地价格最高的香港迪士尼乐园估算；
不舒适性成本，根据处理设施周边房产价值降低系数估算。
研究者在选择污染物的货币化系数时，应综合考虑地域、透明度、适用性等多种因素，优先选择所在地或相似区域的相关研究数据，当研究资料缺乏时可考虑采用所在地的实际市场价格或环境保护税税率标准。
本文将文献中经常引用的货币化系数进行汇总，形成现阶段可供参考的数据清单。由于文献研究采用的货币化系数多是依据当时当地的货币价值提出的，货币的种类和时间价值不同，数据之间缺乏可比性。本文根据式（2）将文献报道的货币化系数从报道时间换算为2020年价值，折现率采用文献报道[10-12,15]的中位值2%；
根据式（3）将货币化系数从报道地（如英国、美国、澳大利亚等）的货币种类折算为人民币，结果如表2所示。
表2 文献报道的污染物环境成本货币化系数单位：元/千克
式中：F为现值；
i指折现率，2%；
n指基准年与现值年年数差（基准年是指数据来源年份）。
式中：MVCN指以人民币计的污染物货币化系数（元/千克）；
MVUK/EU/US/AUS以英国、欧盟、美国或澳大利亚当地货币计的污染物货币化系数（英镑/千克或欧元/千克或美元/千克或澳元/千克）；
ERUK/EU/US/AUStoCN指英镑、欧元、美元或澳元换算为人民币的汇率，2020年平均汇率分别为1英镑=8.8511元人民币，1欧元=7.8683元人民币，1美元=6.8996元人民币，1澳元=4.7596元人民币；
GDP(PPP)percapCN指中国人均购买力平价GDP（美元/人）；
GDP(PPP)percapUK/EU/US/AUS指英国、欧盟、美国或澳大利亚的人均购买力平价GDP（美元/人），2020年英国、欧盟、美国、澳大利亚和中国人均购买力平价GDP（美元/人）分别为44 916、44491、63543、52518、17312[27]。
（2）基于生态效率法的环境成本效率法，利用LCA和LCC分别获得固体废物管理系统的环境效益和经济效益数值，然后计算生态效率[30]。Huppes &Ishikawa[31]定义了三种生态效率计算准则：增量型生态效率，代表某种情景下全部环境影响与经济成本的关系；
双赢型生态效率，比较潜在改进情景和当前情景环境负荷与经济成本的关系；
结对型生态效率，比较任意两个潜在改进情景环境负荷与经济成本的关系。Hellweg等[30]认为，固体废物管理适合采用结对型生态效率。Yang等[32]分别通过LCA和LCC计算环境影响和经济成本，利用基准年人均GDP和人均排放当量两个参数对结果进行标准化处理，然后计算不同情境下的单位经济成本增加带来的环境效益。赵薇等[33-34]综合标准化和最优曲线法提出生态效率评估方法，通过二维图实现了多情景、多时间维度的经济测度和环境测度直观表达。各研究对生态效率的定义、标准化和评估方法等尚未达成共识，如何实现环境维度和经济维度核算体系的协同一致，是环境成本效率法的关键。
（3）基于多准则决策分析的多目标评价法，建立涵盖环境和经济指标的评价指标体系，分别利用LCC和LCA获得指标参数，纳入评价体系计算。Dong等[8]针对生活垃圾处理系统建立环境—能源—经济（3E）综合评价体系，应用层次分析法确定指标权重，利用优劣解距离法对评价方案进行最终排序。周昭志[35]在3E模型的基础上增加了社会性评价指标，从职工、社区和社会3个角度选取18个指标打分评价。Chen等[36]将LCA和CBA的11个关键指标纳入餐厨垃圾厌氧处理技术评价指标体系，参考文献数据设置分级标准，采用模糊数学方法计算评价方案的环境、能源、经济3个单项以及综合得分。Vinyes等[37]建立了一套针对废弃油脂收集系统的生命周期可持续评价体系，分别利用LCA、LCC和社会生命周期影响评价法计算环境、经济、社会三个维度指标，对各指标数据做标准化和归一化处理后计算得到可持续因子。多目标评价法将LCA和LCC作为评价指标提供计算数据，避开了两者方法体系的差异性，但评价指标选择和权重设置的主观性较大，一定程度上影响了这类方法的科学性。
根据联合国粮农组织《全球食品损失和浪费》报告的定义，食品废物指发生在食品供应链末端（零售和消费）的食物损失。有研究将食品废物扩展到食品供应链全过程，其内涵比家庭厨余垃圾和餐厨垃圾都要广。对食品废物管理过程进行环境经济效益评估的相关研究主要是2010年之后开始的，De Menna等[38]对采用生命周期成本分析法（LCC）研究食品废物的10篇论文进行对比分析，其中6篇的研究对象是食品生产加工过程的废弃物[39-44]，2篇为餐厨垃圾[37,45]，只有2篇是关于家庭厨余垃圾的[14,46]；
论文中的LCC方法分为3类，采用C-LCC（Conventional LCC）的2篇[42,44]，采用S-LCC（Societal LCC）的1篇[46]，采用E-LCC（Environmental LCC）的8篇[14,37,39-41,43,45-46]。根据本文1.1节，De Menna等[38]考察的C-LCC仅分析经济效益，不属于环境经济效益评估方法；
S-LCC即本文中的社会生命周期成本分析法，属于环境经济效益评估方法的一种；
E-LCC与环境成本效率法的工作思路类似，但不涉及环境和经济效益的交互定量分析，也不能算作完整的环境经济效益评估方法。
基于前文讨论，确定本研究的关键词为“家庭厨余垃圾”和“环境经济效益评估”，通过中英文检索工具检索相关研究文献，并对文献研究内容进行综述。在Web of Science数据库中以“food waste”（或“kitchen waste”“organic fraction of municipal solid waste”“organic waste”“municipal biodegradable waste”）“environmental”“economic”为关键词进行主题搜索，然后研读摘要和关键内容，筛选出研究对象符合本文“家庭厨余垃圾”定义的文献共10篇[11,14,18,23,46-49,54,55]，主要集中在英国、丹麦、新加坡等发达国家。在CNKI数据库中以“厨余垃圾”“环境”“经济”为关键词进行主题搜索和筛查，没有找到符合要求的研究成果。考虑到我国家庭厨余垃圾分类工作刚起步，相关研究成果较少，将我国的餐厨垃圾环境经济效益评估纳入文献检索对象，共检索到7篇文献[9,36,50-53,56]。上述17篇文献的研究目标、评估方法和数据来源各有特点，分类梳理后见表3。
表3 厨余垃圾管理环境经济效益研究文献关键信息总览
研究目标，包括功能单位、系统边界和情景设置等，主要分为两种方式：一是从单位质量垃圾处理的角度来考虑，功能单位一般为1吨厨余垃圾（家庭厨余垃圾或餐厨垃圾，下同）[9,14,36,47,49,52]，也有用一人一年产生量[51]、某设施日均处理量[50]，以及生产1千瓦时有效能的厨余垃圾量[54]，本质上都是从厨余垃圾的纵向管理流程上来切分，对应的系统边界一般为厨余垃圾收集、运输、处理、处置过程。这种方式的情景设置多是用来对比不同处理方式的优劣，其中厌氧消化几乎在所有文献中都有考虑，其他纳入对比的还有饲料化、堆肥、制造生物柴油、粉碎后排入污水处理系统等技术[14,47,49,51,55]，以及焚烧、填埋等混合垃圾通用处理技术[9,49,54]，有些研究者还会对比研究就地处理与集中处理[9]。二是从整个城市管理的角度来考虑，功能单位一般为某地一年产生的厨余垃圾[11,23,46,48]，往往涉及与其他废弃物的协同处理，需要将系统边界扩展到包含协同处理的废弃物管理系统[11,18,23,46]。这种方式可以考察不同厨余垃圾源头分类方式和效率[18,46]对整个生活垃圾管理系统的影响。
评估方法，是指对不同情景进行环境效益分析、经济效益分析，以及对两者进行对比评估的方法。文献中的评估方法可以分为三类：一是采用S-LCC将环境效益纳入经济成本核算体系，共6篇[9,11,14,18,23,46]；
二是采用E-LCC分别分析环境效益和经济效益，共12篇，其中1篇通过主观打分法对环境和经济效益合并计分[49]，其他11篇只是定性描述两者的关系，并不涉及交互定量比较[11,46-48,50-56]；
三是采用多目标评价法，有1篇[36]。在环境效益计算方法上，S-LCC利用LCA计算出污染物排放量即结束，然后转化为外部成本纳入经济核算；
E-LCC和多目标评价法通过完整的LCA计算各类环境影响潜势。在考察的环境影响类型中，所有文献都考虑温室效应（或碳排放），其他考察较多的有酸化、富营养化、光化学氧化、能源消耗等。在经济效益计算方法上，S-LCC只计算预算成本[9,11,14,23,46]，一般包括投资成本、运输成本、设施运营成本和产品销售收益，其中，投资成本主要指固定资产摊销，少数研究者考虑了设施基础建设[49,51]、土地租金[47]或资金成本[36]等；
E-LCC和多目标评价法除了计算预算成本外，还会计入政府补贴（如垃圾处理费、沼气或填埋气发电补贴）等转移支付费用，以此来代表环境影响的经济成本[11,36,46,49-50]。
在环境经济效益研究中，数据是分析的基础，其有效性和可靠性对研究结果起决定性作用。针对厨余垃圾管理，关键数据包括垃圾产量和性质，以及收运、处理过程的物质流和资金流等。从现有文献来看，厨余垃圾产量、性质，以及收运过程的数据多来自当地的调查研究报告；
处理过程的数据来自当地设施的实际运行参数[9,14,18,36,49-51,53,56]或文献报道[23,46-47]，也有的来自模型模拟和专家估算[48]。
由于上述文献的环境经济效益评价指标和解释方法的不同，各研究结论间的对比有一定局限性，经整理得到以下主要结论：（1）从处理技术上来看，厌氧消化作为主流的厨余垃圾分类处理技术，无论是与填埋、焚烧等混合垃圾处理技术相比，还是与制造生物柴油、饲料化、堆肥、生化处理机等其他分类处理技术相比，其环境效益都是最大的[9,47,49,51-52,54]。厌氧消化在经济效益上的优势并不绝对。Ahamed等[47]和Mayer等[54]认为厌氧消化的经济效益高于焚烧，但Ahamed等[47]采用的厌氧消化过程数据来自某中试项目，数据可靠度不高，而Mayer等[54]通过对文献报道的处理设施投资运行费用统计得出，并未做案例剖析；
Kim等[14]和Lam等[9]则认为焚烧的经济效益好于厌氧消化，主要原因在于厌氧消化处理设施的处理规模偏低、设计工作年限较短，导致单位质量厨余垃圾的建设成本和运营成本较高。（2）收运模式对厨余垃圾管理全过程的环境经济效益也有重要影响。Eriksson等[48]发现同样是在厌氧消化处理技术下，厨余垃圾源头分类收运与混合收运集中分选两种情形的环境经济效益相当；
Martinez-Sanchez等[46]和Slorach等[49]指出分类收运环节是造成厌氧消化处理模式的费用高于混合焚烧的主要原因；
Lam等[9]认为集中焚烧或厌氧消化模式的经济成本高于就地焚烧或厌氧消化，其中收运费用在成本差中贡献了3.6%～4.7%。（3）在厌氧消化处理模式下，沼气和沼渣利用处置方式是影响厨余垃圾全过程综合效益的关键因素。沼气利用对温室效应减排的环境效益显著，但由于厌氧消化的沼气产量不高，对全过程的经济效益贡献不大[56]；
沼渣处置主要有堆肥、填埋、焚烧三种方式，其中堆肥处置的产品毒性潜力较大，环境效益最差，经济效益则严重依赖堆肥产品的价格[56]，焚烧处置增加了运输和干化预处理费用，而沼渣的热值回收潜力并不高，其经济效益亦较差[54]。（4）将厨余垃圾粉碎后排入下水管道具有较好的环境经济效益。Maalouf & El-Fadel[23]认为这种模式可以从全系统减少42%的碳排放量和17%～28%的总成本；
Edwards等[11]认为粉碎直排与厌氧消化的环境经济效益相当，主要前提在于假设粉碎直排进入污水处理系统后的污泥采用与厨余垃圾相同厌氧消化技术参数。
目前，关于家庭厨余垃圾管理的环境经济效益研究数量还不多，在考察模式的全面性、定量交互分析方法有效性、环境效益与经济效益分析方法协调性，以及数据可靠性等方面仍存在以下问题，使得研究结论存在分歧，可信度受到质疑。
（1）现有研究考察的家庭厨余垃圾管理模式主要为集中收运处理，情景设置以是否源头分类和不同处理方式区分，但较少涉及近年来国内城市试点实施的家庭厨余垃圾就地处理模式。研究中仅有陈冰等[51]将生化处理作为研究对象，但却假设与其他集中处理模式的运输过程完全一样，无法体现就地处理与集中处理的本质差异。
（2）环境经济效益评估方法以E-LCC居多，仅对环境效益和经济效益做定性比较，未进行定量交互分析；
部分研究采用S-LCC方法，虽将环境效益转化为经济指标纳入经济效益核算体系，但定量转化系数的相关研究积累不足，系数覆盖的污染物类型和适用的地域范围有限。
（3）环境效益分析采用的LCA方法与经济效益分析采用的LCC或CBA方法源自不同的学科体系，相关文献在进行结果整合时对两类方法的系统边界、共生产品分配和折现问题的处理方式不一致，甚至有的研究没有说明处理方式。此外，有些研究没有明确区分外部成本与预算成本、转移支付的定义，存在重复计算或漏算现象。
（4）清单数据主要来自案例调查和文献报道，但数据积累量不足，尚未形成通用的清单数据库。一方面，造成每项研究在清单分析时受限于数据可获得性和适用性，无法进行全面的效益评估，典型代表就是纳入评估的环境影响类型差异巨大；
另一方面，各研究成果相对独立，整个研究体系的延续性和继承性较弱，这点在我国相关研究中更为突出。
（5）对两种及以上废弃物混合处理，或产生两种及以上产物时，清单数据的分配问题还没有得到较好解决。目前研究者普遍采用替代法或系统边界扩展法，将非目标废弃物或产物相关体系纳入研究范围，以实现不同管理模式间的可对比性，但并不能解决清单数据的适用性问题。比如，焚烧模式的技术参数和产物系数是基于家庭厨余垃圾与生活垃圾混合处理获得的，而厌氧消化处理模式的相关数据是针对家庭厨余垃圾单独处理获得的，将两套数据直接对比可能造成数据不一致性。
（1）根据国家政策和技术发展趋势，我国家庭厨余垃圾处理技术路径较多，尚未形成明确的主导方向，不同的家庭厨余垃圾处理技术需搭配与之相应的源头分类、收集运输系统以及产物的利用处置途径，因此对家庭厨余垃圾管理模式进行决策分析时，要特别注意覆盖从厨余垃圾产生源头到产物利用处置全过程。
（2）支撑家庭厨余垃圾管理决策的环境经济综合效益分析方法主要有三类：基于费用效益分析的社会生命周期成本分析法、基于生态效率法的环境成本效率法以及基于多准则分析的多目标评价法。实践应用中，将环境效益与经济效益进行交互定量的分析方法和相关参数还不够完善，研究者应当在污染物货币化系数、环境成本效率计算方法、共生产品分配问题等方面开展深入研究。
（3）我国家庭厨余垃圾与餐厨垃圾的性质存在差异，家庭厨余垃圾杂质含量较高，含水率、含盐量、有机质和油脂含量则较低。加之两者的产生地点、产生行为特征不同，家庭厨余垃圾管理不能简单照搬餐厨垃圾的经验。近几年，我国越来越多的城市要求将家庭厨余垃圾分类投放和处理，有条件也有必要对家庭厨余垃圾性质、分类处理技术参数和物质流数据做长期跟踪，积累家庭厨余垃圾特有的清单数据，形成共享数据体系，为研究者和决策者提供可靠查询使用。
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