生活垃圾是社会与环境系统相互作用的媒介之一, 可持续的垃圾管理是城市可持续发展的重要组成部分。随着我国经济和城镇化水平的不断提高, 城市生活垃圾产生量持续增长, 1995-2014年全国城市生活垃圾清运量由1.1亿t增长至2.0亿t, 年均增长率为11.2%^[1]。但是, 我国城市生活垃圾处理能力依然不足, 城市生活垃圾无害化处理率仅为63.5%^[2], 造成一些城市“垃圾围城”的困境。如何安全、有效、经济地处理城市生活垃圾并开展垃圾资源化利用具有重要的现实意义。

借助模型评价垃圾管理系统状态并量化环境、经济、社会指标, 是可持续垃圾管理的研究热点之一。在各种模型中, 生态效率包含环境和经济两个指标, 并具有定量化分析优势, 在可持续发展的评价与量化分析中发挥了重要作用^[3]。生态效率分析受到国内外学者的广泛关注。Hellweg等^[4]评价了欧洲典型生活垃圾处理技术的生态效率。Bohne等^[5]利用动态生态效率模型分析了建筑垃圾回收体系。吕彬等^[6]采用生命周期评价法(LCA)评价了电子废物回收体系的生态效率。张海涛等^[7]分析了粉煤灰砌块、煤矸石砖及传统墙体砖生产过程的生态效率。Zhao等^[8]建立了生活垃圾管理系统温室气体减排的生态效率模型, 以天津市为例进行了案例分析。

目前, 针对我国生活垃圾组分及资源化利用技术水平开展的生态效率分析较少, 现有少量研究仅关注单个环境指标(如温室气体), 未考虑其他环境指标, 可能会导致忽略政策决策的非预期后果(如减少温室气体但是增加富营养化效应)^[9]。本文以城市生活垃圾管理系统为例, 考虑与垃圾资源化利用技术密切相关的全球变暖、臭氧层损耗、酸化、富营养化、光化学臭氧合成及人体毒性6种环境影响, 基于生命周期方法建立生态效率评价模型, 分析和比较我国焚烧发电、堆肥、卫生填埋3种典型生活垃圾资源化利用技术的生态效率, 旨在为我国生活垃圾资源化利用的政策决策提供支持, 促进生态效率分析方法在我国废物管理领域的应用。

1 研究方法

目前, 被普遍接受的生态效率模型由世界可持续发展工商理事会(World Business Council for Sustainable Development, WBSCD)提出^[10]：

(1)

该模型涉及产品或服务经济及环境影响两个维度, 针对不同研究对象和研究目标可用多种方法核算。LCA是一种综合考虑并量化产品或功能在生命周期全过程的资源环境影响的评价工具^[11], 也是目前被广泛接受的、最能从系统尺度分析产品以及功能环境影响的工具^[3]。在经济影响核算方面与LCA相呼应的是生命周期成本分析(LCC), 其核算结果为产品或功能在生命周期全过程发生的成本和收益总和^[12]。因此, 本文将LCA与LCC作为态效率模型中环境影响与经济影响的基本核算方法, 并通过标准化的方法消除两个测度量纲差异, 使其具有可比性。

生活垃圾资源化利用系统开展生态效率分析的目的在于优化管理系统, 减小环境负荷。因此, 本文从对比不同生活垃圾资源化利用技术的单位成本增加引起的环境改善出发, 定义生态效率模型为：

(2)

式中, E/E_pq为情景p转移到情景q的生态效率；EI总环境影响, 以标准化并加权后的LCA评价结果表示；C为总经济影响, 以标准化的LCC评价结果表示；n为对比的总情景数量。

式(2)表明, 当EI_q>EI_p且C_p>C_q, 情景p的环境效益优于情景q, 此时E/E_pq表示从情景q转移到情景p时, 单位成本增加引起的环境负荷减小；当EI_q>EI_p且C_p≤C_q, 情景p的环境效益和经济效益均优于情景q, 此时情景p具有绝对优势, E/E_pq趋近于无穷；当EI_q≤EI_p, 情景p的环境负荷大于情景q, 从提高环境效益的角度来说, E/E_pq不存在。该生态效率与一般意义的效率概念一致, 即数值越大, 效率越高。

2 生活垃圾资源化利用技术生态效率分析 2.1 研究目标与范围

本文以天津市生活垃圾管理系统为例, 开展典型生活垃圾资源化利用技术的LCA与LCC定量评价, 对比其生态效率指标, 并探究城市生活垃圾资源化利用各个阶段对生态效率的影响。功能单元为处理1t天津市城市生活垃圾, 其组份及元素分析如表 1所示^[8]。

生活垃圾资源化利用系统的生命周期从生活垃圾收集运输开始, 经过各种垃圾处理过程, 直至其中有用的能量/物质被回收, 有毒有害物质被合理处置为止, 该过程伴随着物质和货币的流动, 系统边界如图 1所示。

2012年, 天津市城市生活垃圾产生量为213.19万t, 无害化处置量为202.96万t, 其中卫生填埋占54.3%, 卫生填埋中采用填埋气发电方式占24.0%, 焚烧发电占42.5%, 厨余垃圾堆肥占2.3%^[13]。可见, 垃圾焚烧发电、填埋气发电是目前天津市生活垃圾资源化利用的主要途径, 堆肥尚未规模化应用。考虑生活垃圾成分中厨余比例大, 本文选择焚烧发电、带填埋气发电的卫生填埋和堆肥3种典型的资源化利用技术, 设置3种情景(S1、S2、S3)进行对比分析。

(1) 焚烧发电情景(S1)  收集运输距离为20 km, 生活垃圾全部进入焚烧厂进行处理, 产生的余热用于发电, 飞灰和底灰送至填埋场处理。

(2) 卫生填埋-填埋气发电情景(S2)  收集运输距离为20 km, 生活垃圾全部进入卫生填埋场进行处理, 填埋气集中收集后焚烧发电。

(3) 堆肥+填埋情景(S3)  生活垃圾源头分类, 收集运输距离为30 km, 厨余垃圾进入堆肥厂, 其他组份及堆肥残余物送至填埋场处理。

2.2 数据来源与分配方法

3种情景下的生活垃圾资源化利用技术概况及数据来源如表 2所示。生活垃圾收集运输、能源和材料生产的清单数据来源于Ecoinvent数据库^[18]。

生态效率分析用于生活垃圾管理策略或生活垃圾处理处置技术评价时, 生活垃圾处理服务被视为一种产品并伴随副产品如电、肥料等的产生。因此, 由LCA得到的环境负荷和由LCC得到的经济负荷需要在多种产品之间进行合理分配。基于相同的功能单元和系统边界, 本文采用经济价值分配法, 具有避免系统边界扩展、减小数据量、使得生态效率的分析简单易行等优势^[20]。分配因子的计算方法为：

(3)

式中, f_{i, j}为情景i下j产品的经济价值分配因子；P_{i, j}为情景i下j产品的市场价格, 单位为元/t或元/kWh；Q_{i, j}为情景i下j产品的产量, 单位为t或kWh。

目前, 天津市生活垃圾焚烧处理费为145元/t, 卫生填埋处理费为50元/t, 垃圾焚烧发电上网电价为0.65元/kWh。假设垃圾卫生填埋-填埋气回收的处理费与无填埋气回收的卫生填埋处理费一致, 填埋气发电上网电价与垃圾焚烧发电上网电价一致。堆肥处理费为80元/t, 肥料产品市场价格为100元/t。结合表 2中各种生活垃圾处理技术的生活垃圾处理量及能量/物质回收量, 根据式(3)计算得到的焚烧发电、卫生填埋-填埋气回收、堆肥3个单元过程的经济价值分配因子如表 3所示。

2.3 生命周期评价

编制了焚烧发电、卫生填埋-填埋气回收、堆肥3个单元过程生命周期清单, 如表 4所示。

本文利用Simapro软件进行LCA模拟计算。影响评价采用CML-IA模型^[21], 主要考虑与垃圾资源化利用技术密切相关的全球变暖、臭氧层损耗、酸化、富营养化、光化学臭氧合成及人体毒性6种环境影响类型。标准化基准采用CML-IA中World 1995参考值, 权重因子采用我国学者杨建新等^[22]的研究结果, 各参数取值详见表 5。

标准化的LCA评价结果如图 2所示。3种生活垃圾资源化利用情景中, S1情景的全球变暖、酸化环境影响高于S2和S3, S2情景的臭氧消耗、光化学臭氧合成及人体毒性影响高于S1和S3, S3情景的富营养化影响高于S1和S2。从环境影响类型来看, 生活垃圾资源化利用过程的全球变暖标准化结果值最大, 其次为光化学臭氧和成、酸化、人体毒性及臭氧层损耗。

为进一步整合不同类型的环境影响, 对归一化结果进行加权评估, 结果如图 3所示。3种生活垃圾资源化利用情景的总环境影响排序为S3最优, S1居中, S2的环境影响最大。从不同类型环境影响的贡献分析结果可以看出, 生活垃圾处理过程的全球变暖对总环境影响贡献最大, 在S1-S3情景中分别占65.6%、72.8%和71.6%, 生活垃圾焚烧过程产生的CO₂、填埋和堆肥过程产生的CH₄是引起全球变暖的主要原因。光化学臭氧合成对S1情景的总环境影响贡献较大, 为18.1%, 主要来源于焚烧过程中产生的NMVOC。酸化和富营养化对S2情景的总环境影响贡献较大, 分别来源于填埋气中NO_x和SO₂及渗滤液中NH₃-N的排放。人体毒性环境影响类型对S1情景贡献较大, 为12.6%, 主要来源于焚烧过程烟气排放中的各种重金属及二噁英, 由于本文未核算土壤污染物排放, 因此S2和S3情景的人体毒性评价结果偏小。

2.4 生命周期成本分析

针对焚烧发电、卫生填埋-填埋气回收、堆肥3种生活垃圾资源化利用技术的单元过程, 生命周期成本分析包括投资成本、生产成本和处置成本3部分, 其中投资成本由土地成本、设备成本、土建及安装成本和设计成本构成；运行成本由能源/原材料成本、运行成本、人员工资和其它支出构成；处置成本由处理残余垃圾(如飞灰、底灰、废水等)和垃圾处理机构报废回收成本构成。数据来源主要为企业年度统计、项目投资资料及天津市统计资料等。所有成本按固定市场价格转化, 3种生活垃圾资源化利用过程的生命周期成本清单如表 5所示。生活垃圾收集运输单元过程成本为0.62元t^-1 km^-1[8]。

根据系统边界的定义, 本文LCC采用静态模型, 因此进行不同情景下生命周期成本整合不考虑折现。3种生活垃圾资源化利用情景的LCC计算结果, 以2012年天津市GDP (1.29×10¹²元/a)为基准进行标准化, 结果如图 4所示。从图 4可以看出, 情景S1的生命周期成本最高, 情景S3次之, 情景S2最低, 是否分配对3种情景的生命周期成本排序无影响。从分配后结果来看, 3种情景生命周期成本构成中, 投资成本比例最高但相差不大, 决定因素在于运行成本和收集运输成本的差别。从经济因素考虑, S2具有优势。

2.5 生态效率分析

综合LCA和LCC评价结果, 利用式(2)定义的生态效率评价指标, 计算出生活垃圾资源化利用情景的生态效率评价结果如表 6所示。每一行中生态效率最大值以黑体表示, 表明情景p与其它生活垃圾资源化利用技术对比时的潜在最优值。由于S3具有最小的环境影响, 因此, 最后一行生态效率指标均为n/a。表 6表明, 在本文研究范围内S3均为不同生活垃圾资源化利用技术对比时的潜在最优情景。综合考虑环境效益、经济因素以及天津生活垃圾中厨余组分含量大的因素, 对现有混合垃圾进行干湿分离, 开展厨余垃圾堆肥, 是具有较高生态效率的技术选择, 应采取积极措施鼓励其规范化发展。

LCC结果显示收集运输成本差异对分配后3种情景的生命周期成本构成有显著影响, 因此, 本文针对收集运输距离假设对生态生态效率的影响进行了敏感性分析。基于3.1节基础假设, 设定3种情景下收集运输距离的变化范围为-30%-30%, 计算了不同情景下生活垃圾资源化利用技术的生态效率指标。结果表明, 当收集运输距离变化时, 3种情景的环境影响和经济影响排序不变, 识别出的潜在最优情景不变；收集运输距离与生态效率指标呈反向变化趋势, 原因在于收集运输过程对环境影响的贡献小于对经济影响的贡献。

3 结论

本文从全生命周期视角, 基于LCA与LCC建立生态效率模型, 重点分析与比较天津市3种典型生活垃圾资源化利用情景的生态效率指标, 识别出潜在最优生态效率, 得出以下结论：

(1) 3种典型生活垃圾资源化利用情景中, S3情景具有潜在最优生态效率。综合环境与经济两方面影响, 一方面S3具有最小的环境影响, 另一方面与S1相比具有经济优势, 与S2相比生命周期成本增加较小。考虑目前天津市生活垃圾管理现状, 对混合垃圾进行干湿组分分离, 开展厨余垃圾堆肥, 是具有较高生态效率的策略选择。

(2) 3种典型生活垃圾资源化利用情景中, LCA结果表明全球变暖对总环境影响贡献最大, LCC结果表明投资成本对经济影响贡献最大。此外, 识别出光化学臭氧合成和人体毒性对S1情景以及酸化和富营养化对S2情景的总环境影响有显著贡献。

(3) 敏感性分析结果表明当收集运输距离变化时, 3种情景的环境影响和经济影响排序不变, 识别出的潜在最优情景不变, 而收集运输距离与生态效率指标呈反向变化趋势。

 (4) LCA与LCC在方法论上存在差异, 将其用于生态效率模型时, 需要综合考虑系统边界、分配方法、时间效应等问题。生态效率是废弃物管理的有效工具, 但仍是发展中的评价方法, 有待深入研究。