铅蓄电池落实生产者责任延伸制度成效与展望

何艺, 王维, 丁鹤, 贾佳, 郑洋, 胡华龙. 铅蓄电池落实生产者责任延伸制度成效与展望[J]. 环境工程学报, 2021, 15(7): 2218-2222. doi: 10.12030/j.cjee.202008156
引用本文: 何艺, 王维, 丁鹤, 贾佳, 郑洋, 胡华龙. 铅蓄电池落实生产者责任延伸制度成效与展望[J]. 环境工程学报, 2021, 15(7): 2218-2222. doi: 10.12030/j.cjee.202008156
HE Yi, WANG Wei, DING He, JIA Jia, ZHENG Yang, HU Hualong. Achievements and prospects of implementation of the extended producer responsibility(EPR) system for waste lead-acid batteries[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(7): 2218-2222. doi: 10.12030/j.cjee.202008156
Citation: HE Yi, WANG Wei, DING He, JIA Jia, ZHENG Yang, HU Hualong. Achievements and prospects of implementation of the extended producer responsibility(EPR) system for waste lead-acid batteries[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(7): 2218-2222. doi: 10.12030/j.cjee.202008156

铅蓄电池落实生产者责任延伸制度成效与展望

    作者简介: 何艺(1981—),男,博士,正高级工程师。研究方向:危险废物环境管理技术。E-mail:heyi@meescc.cn
    通讯作者: 丁鹤(1991—),女,硕士,工程师。研究方向:危险废物环境管理与技术。E-mail:dinghe@meescc.cn
  • 基金项目:
    国家重点研发计划项目(2018YFC1902705);中华环境保护基金会生产者责任延伸制度推进基金;生态环境部业务专项(201109034)
  • 中图分类号: X703.5

Achievements and prospects of implementation of the extended producer responsibility(EPR) system for waste lead-acid batteries

    Corresponding author: DING He, dinghe@meescc.cn
  • 摘要: 铅蓄电池生产者责任延伸制度被写入新修订的《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》,并确定了生产者的回收义务,弥补了相关政策实施的上位法空白。以2016年以来我国废铅蓄电池规范收集处理量为依据,梳理分析了我国推进落实铅蓄电池生产者责任延伸制度、建立规范的废铅蓄电池收集处理体系方面所取得的成效。同时,针对目前面临的一些实际问题探讨了相应的解决方向,以期对《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》修订实施后,完善相关管理政策制度提供借鉴参考。
  • 城市绿地为居民提供了良好的环境、景观和游憩场所,城市绿地功能的发挥离不开土壤,城市的居住适宜程度和环境质量以及人类的生活品质等都与城市绿地土壤密切相关[1-2]。然而,随着城市化的发展,城市土壤环境问题日渐严峻,大量污染物进入土壤当中,尤为突出的是土壤重金属和多环芳烃(PAHs)污染日益加剧[3-4]。因此,土壤重金属和多环芳烃污染问题是阻碍城市发展、影响城市居民健康的重要因素之一。

    城市土壤中的重金属和PAHs主要来自大气中吸附有环境污染物的细颗粒物的干湿沉降[5-6],而城市中的植被格局在很大程度上,影响着大气颗粒物的传输和沉降过程[7]。目前,城市中观尺度上土地利用类型、城市化程度、城区植被类型及覆盖度等因素对土壤重金属和多环芳烃的影响均有较多研究[8-10]。由于不同的土地利用类型(商业区、居民区、工业区等)对土壤污染物的累积影响较大[11-12],因此,选择相同的土地利用类型来研究某种因素的影响能够较为明确地揭示目标因素的影响作用。居民区是城市区域中人口最为集中的地方之一,且占地面积较大,与人居环境质量息息相关[13]。有研究[14]表明,杭州市居民区土壤重金属元素均有不同程度的积累,以Cd最为明显。居民区土壤重金属可能是人体重金属的重要来源之一[15]。陈秀端等[16]发现,在西安市居民区土壤中,重金属污染对成人与儿童的健康都具有风险。其中,儿童所接受的重金属元素As、Ba、Co、Cr、Pb和Zn污染的健康风险远高于成人。吴新民等[17]应用MIELKE等[18]提出的儿童健康标准的土壤Pb全量指标进行研究,发现南京市老居民区土壤Pb浓度超标75%以上。此外,有研究[19-21]表明,不同城市化强度、城市土地利用类型以及植被类型对土壤PAHs累积均具有显著影响。然而,以上的研究均在城市区域尺度上进行,对于小尺度(如居民区尺度)水平上植被格局对土壤污染物累积的影响研究较少。

    小尺度水平上的植被格局是城市绿地园林设计和规划的重要内容,研究小尺度水平上植被格局对土壤重金属和PAHs等污染物累积的影响能够为城市绿地园林设计和绿地管理提供依据,能够使其同时兼顾环境美观和健康。因此,本研究选择居民区土地利用类型作为研究对象,对不同植被格局下,居民区土壤重金属和PAHs累积特征进行调查分析,旨在探明小尺度水平上,植被格局对土壤污染物累积的影响及其程度。

    本次研究区为北京市五环内区域(北纬39°45′17″~40°01′13″,东经116°12′18″~116°33′13″),五环内区域覆盖了包括东城区、西城区、海淀区、朝阳区、石景山区以及丰台区在内的6个行政管辖区,截至2017年末,该区域人口数量约为1.2×107[22]

    居民区是城市极具代表性的土地利用类型,其内部绿地依托建筑物的布局形式呈现不同的植被格局。我国居民区常见的植被格局类型包括围绕式、行列式、混合式和群点式等,不同的居民区植被格局如图1所示。围绕式绿地格局(图1(a))一般集中围绕在建筑物周边分布,面积较大,并且可分为单周边及双周边;行列式绿地格局(图1(b))通常依托建筑物的布局总体呈现线性排列布局形式,为了便于居民使用,多为楼间绿地;群点式绿地格局(图1(c))通常依托建筑物呈点状或组群布局,以中心公共绿地作为核心,延伸到周边绿地,且该类型居民区的建筑多为散点分布,建筑物密度较高;混合式绿地格局(图1(d))综合了以上3种形式,该类型可能包含以上多种布置形式,但基本仍以其中一种布局为主导[23]

    图 1  居民区植被格局分布
    Figure 1.  Distribution of vegetation pattern in residential area

    本研究采样主要针对不同植被格局类型居民区内公共绿地草本植物覆盖的表层土壤。在北京市五环区域内,沿南北方向上选取了12个居民区(图2),每种植被格局(围绕式、行列式、混合式、群点式)分别选取3个具有代表性的居民区。为了消除区域尺度和/或中观尺度污染物分布格局对结果的影响,本次研究的调查点设置充分考虑到主要重金属污染物和多环芳烃在北京市五环内的分布特征,即2类污染物的浓度随着离市中心距离的增加而呈现降低的趋势[24-25]。因此,每种植被格局的3个代表性居民区分别分布在五环到市中心的范围内。根据居民区公共绿地的面积和分布,在每个居民区的公共绿地分别设置2~3个采样点。围绕式和行列式植被格局由于整个小区绿地斑块分布较为均匀,而且斑块面积大小类似,因此在小区不同方位分别布置3个采样点;群点式和混合式在大面积主要公共绿地斑块布置2个采样点,在超过100 m2的小面积绿地斑块增加1个采样点。于每个采样点在10 m×10 m面积内,采用5点混合法采集表层(0~10 cm)土壤,采集1 kg土壤样品于自封袋中,共采集31个土壤样品。土壤样品运送至实验室后,一部分样品冷冻干燥并过100目筛后,装入棕色玻璃瓶中,储存于−25 ℃冰箱中,供PAHs分析。剩余的样品自然风干后去除植物叶片、根系等杂质,磨碎后,使样品通过100目筛,以供测试土壤金属元素指标。

    图 2  采样点分布
    Figure 2.  Distribution of soil samples

    金属元素检测试剂:盐酸(HCl)、硝酸(HNO3)、氢氟酸(HF)、高氯酸(HClO4)均为优级纯;超纯水(Mili-Q)。

    金属元素检测仪器:赶酸电热板(GS-Ⅲ,南京瑞尼克科技开发有限公司)、电感耦合等离子体光谱仪(ICP-OES,Prodigy7,美国Leeman labs公司)、电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS,NexION300x,美国PerkinElmer公司)。

    多环芳烃检测试剂:丙酮(CH3COCH3)、正己烷(C6H14)、二氯甲烷(CH2Cl2)均为农残级;无水硫酸钠(Na2SO4)为分析纯。

    标准样品:EPA16种优控多环芳烃混标;替代物选用氘代三联苯和2-氟联苯;内标选用5种半挥发物氘代多环芳烃(氘代菲、氘代屈、氘代萘、氘代苊、氘代苝)。

    多环芳烃检测仪器:快速溶剂萃取仪(ASE 350型,美国戴安公司)、旋转蒸发仪(RE-201D型,郑州科泰实验设备有限公司)、固相萃取仪(Visiprep DL SPE 12孔,美国Supelco公司)、氮吹仪(DC-12型,上海安谱实验科技股份有限公司)、串联四极杆气相色谱-质谱联用仪(7890B-7000D)。

    土壤金属元素检测采用四酸法 (HCl-HNO3-HF-HClO4,10∶3∶3∶1)[26];土壤PAHs检测采用加速溶剂萃取-旋蒸浓缩-GC/MS分析方法[27-28]

    使用电感耦合等离子体光谱仪测定重金属Mn及其他金属元素Na、K、Fe、Ca、Mg和Al的浓度[29];采用电感耦合等离子体质谱仪测定重金属Cr、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb的浓度[26]。在实验过程中,使用国家土壤标准物质GBW07401进行质量控制,测得标准回收率为72.1%~103.2%。土壤PAHs分析过程采用空白、样品平行样、内标和替代物控制等进行质量控制,内标回收率为50.8%~98.4%,所有多环芳烃浓度的数据均高于方法检测限。

    研究区表层土壤中的7种重金属浓度统计学特征如表1所示。Cu的平均值、最大值以及变异系数均高于其相应的背景值,其中,变异系数高达88.1%,约是其背景值的4倍;土壤Cd的平均值、最小值和中位值均远高于其对应背景值;在土壤Pb的所有统计值中,除中位值外,均大于其对应的背景值,变异系数约为背景值的3倍;土壤Zn的最大值和变异系数略高于背景值,其他值低于背景值。除此之外,其他3种重金属元素的各项统计值均低于相应的背景值。因此,可以表明,居民区土壤中Cu、Zn、Cd和Pb存在一定程度的累积。

    表 1  研究区表层土壤中7种重金属浓度及其变异系数
    Table 1.  Concentrations and variation coefficients of seven heavy metals in surface soil of study area
    重金属元素浓度最小值/(mg·kg−1)浓度最大值/(mg·kg−1)浓度平均值/(mg·kg−1)浓度中位值/(mg·kg−1)变异系数/%
    实测背景1)实测背景1)实测背景1)实测背景1)实测背景1)
    Cr32.750.663.416345.968.146.564.415.023.4
    Ni14.517.028.248.921.92922.227.414.425.7
    Cu13.015.015910129.123.622.323.788.119.8
    Zn33.248.224522671.8102.665.197.537.634.5
    Cd0.1040.0050.2350.3390.1560.0740.1500.07319.178.9
    Pb13.210.013246.031.225.423.224.185.624.8
    Mn335419648103940070538468516.022.7
      注:1)背景值参考已有研究中的数值[30]
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    在环境领域的研究中,主成分分析法用于对一组数据进行降维,通过提取少数综合指标来反映多个因素之间的关系[31]。元素之间的相关关系往往能够反映土壤重金属来源,同时也能够判断出哪些土壤元素浓度受到人为因素的明显影响。所以,为了进一步分析居民区土壤中重金属的来源,识别出受到人为扰动较强的首要污染物,在调查重金属元素的基础上,本研究还同时调查了6种金属元素(Na、K、Fe、Ca、Mg、Al)的浓度,并对以上 13 种金属元素进行了主成分分析,结果如表2所示。可以看出,本研究共提取4个主成分,累积解释总变量方差为84.7%。主成分1占总变量方差的30.4%,具有较高载荷的元素为Cu、Zn和Pb;主成分2占24.3%,占较高载荷的元素为 Fe、Mg和Al;主成分3占17.5%,载荷较高的元素有Cr和Ni;主成分4占12.5%,较高载荷的是Na和K元素。元素Cd、Mn和Ca这3种元素分别在2个甚至3个主成分上的载荷值都类似。说明这些元素的累积受到多个因素的贡献相似。Cu、Zn、Cd和Pb通常是城市土壤中普遍存在的受人为活动影响较为严重的重金属污染物,而Fe、Mg和Al元素尽管受到人为活动干扰较大(如建筑材料等垃圾输入),但是由于其在成土母质中的浓度也非常高,因此,人类活动对这些元素在土壤中的浓度的影响相对较小[32]。除了点源污染,Cr和Ni在土壤中的浓度与成土母质有关。Na和K元素在土壤中来源广泛,并且浓度很高,其在土壤中的浓度变化一般也较大。由此可见,北京市居民区土壤中Cu、Zn、Cd和Pb的主要来源为人为源,并且重金属浓度变化受人类活动影响较大。

    表 2  研究区土壤各元素浓度旋转后的因子载荷分析
    Table 2.  Principal component loadings of elements concentrations in studied soils after rotation
    元素主成分1主成分2主成分3主成分4
    Cr0.2810.0780.886−0.003
    Ni0.0650.0010.9140.117
    Cu0.9600.1350.037−0.064
    Zn0.9510.0640.200−0.050
    Cd1)0.6640.1530.476−0.170
    Pb0.9040.1180.140−0.206
    Mn1)0.7370.6060.114−0.008
    Na−0.209−0.135−0.0960.808
    K−0.0320.1780.1680.879
    Fe0.2270.857−0.045−0.031
    Ca1)0.3610.5890.499−0.327
    Mg−0.0230.9050.2440.039
    Al0.1310.880−0.0680.068
      注:1)表示在2组以上主成分中占有相似比例的载荷。
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    元素浓度是否服从正态分布是评价土壤重金属是否存在人为活动干扰的依据之一。当浓度数据为非正态分布时,说明存在人为扰动[33]。如表3所示,在原始数据中,只有Cr、Ni、Cd、Ca、Mg和Al等6种元素的K-S检验为不显著(P>0.05),呈现为正态分布,这说明人为干扰因素较少;而其他7种元素的浓度都呈现明显的人为干扰趋势。

    表 3  土壤样品中各元素浓度的偏度、峰度、正态性检验(K-S检验)
    Table 3.  Skewness, kurtosis and normal test (K-S testing) of heavy metal concentrations in studied soils
    元素峰度偏度K-S p
    Cr0.0530.1000.200
    Ni−0.342−0.3210.200
    Cu22.04.220*
    Zn14.33.170*
    Cd0.3160.5290.200
    Pb7.212.600*
    Mn6.312.020.008*
    Na2.831.490*
    K−0.245−.07250.004*
    Fe0.6370.9220.017*
    Ca−0.257−0.1640.200
    Mg2.291.230.068
    Al1.610.6780.200
      注:*表示差异显著(P<0.05)。
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    综合土壤中重金属元素浓度与背景值的统计比较、主成分分析以及正态分布检验结果发现,这些小区土壤中的重金属Cu、Zn、Pb这3种元素与人为活动因素相关性较大;Cd元素有一定的相关性,但是影响相对较小。本研究结果与前期在北京市建成区及建成区居民区的调查研究结果一致,即,主要重金属污染物为Cu、Zn、Cd和Pb[24, 29];同时,有相关研究[29]表明,北京市建成区这4种典型重金属主要来源于交通排放,并且随着城市化发展在土壤中逐年累积。

    在研究区内,居民区表层土壤PAHs浓度统计结果如表4所示。研究区土壤16种PAHs总量(Σ16PAHs)的浓度范围为88.1~2 844 μg·kg−1,中位值为327 μg·kg−1,远超过土壤中内源性 PAHs 的浓度(1~10 μg·kg−1)[34]。因此,研究区土壤多环芳烃主要受外源输入影响较大(表4)。并且,在16种PAHs中,除Nap和Flu外,其余14种单体的变异系数均大于80%。

    表 4  研究区表层土壤中PAHs浓度
    Table 4.  PAHs concentrations in surface soil of study area
    化合物缩写环数极小值/(μg·kg−1)中位值/(μg·kg−1)极大值/(μg·kg−1)变异系数/%
    Nap23.7915.433.951.6
    Ace31.233.4928.6103
    苊烯Acy30.1401.058.25114
    Flu30.7102.6013.172.9
    Phe35.6026.6204105
    Ant31.073.7247.5140
    荧蒽Fla49.2930.5346124
    Pyr47.0922.7283132
    苯并(a)蒽BaA45.6819.8188111
    Chry47.9929.2289115
    苯并(b)荧蒽BbF511.341.326985.8
    苯并(k)荧蒽BkF56.3922.4226118
    苯并(a)芘BaP56.6023.3250130
    二苯并(a,h)蒽DahA52.6010.591.4113
    苯并(g,h,i)苝BghiP69.0934.3288108
    茚并(1,2,3-cd)芘InP69.4444.128894.4
    低环PAHsLMW PAHs2~312.649.932685.6
    高环PAHsHMW PAHs4~675.52782 518111
    总PAHsΣ16PAHs2~688.13272 844107
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    PAHs同分异构体比值法是用于来源分析的主要手段[35-36]。YUNKER等[37]认为:当Ant/(Ant+Phe)<0.1时,表明PAHs主要来源于石油源;当Ant/(Ant+Phe)>0.1时,表明PAHs主要来源于燃烧源;当Fla/(Fla+Pyr)<0.4时,表明PAHs主要来自石油源;当0.4<Fla/(Fla+Pyr)<0.5时,表明PAHs来源于来自燃油排放尾气;当Fla/(Fla+Pyr)>0.5时,表明PAHs主要来源于煤炭和生物质燃烧。根据Ant/(Ant+Phe)(图3(a)),除了个别样点以外,绝大部分样点的燃烧来源明显;所有样点的Fla/(Fla+Pyr)比值都大于0.5,即PAHs主要由生物质、煤炭高温燃烧产生。同时,BaA/(BaA+Chry)和InP/(InP+BghiP)也可以用来判定PAHs来源[38](图3(b))。当BaA/(BaA+Chry)<0.2或InP/(InP+BghiP)<0.2时,表明PAHs为石油源;当0.2<BaA/(BaA+Chry)<0.35时,一般认为PAHs来源于石油或煤炭燃烧混合源;当0.2<InP/(InP+BghiP)<0.5时,PAHs的来源主要为石油燃烧,包括汽车排放和原油燃烧;当InP/(InP+BghiP)>0.5或者BaA/(BaA+Chry)>0.35时,表明PAHs主要来源为生物质或者煤炭燃烧。样点的PAHs几乎都来源于生物质和煤炭燃烧(图3(b)),汽车燃料燃烧来源相关性较小。产生这一结果的原因可能是,燃烧过程产生的细颗粒物,在城市区域中均匀背景沉降所导致。PENG等[25]的研究也表明,北方城市集中供暖期所引起的长期煤炭燃烧是北方城市土壤中多环芳烃的主要来源。

    图 3  土壤PAHs来源分析比值散点图
    Figure 3.  Scatter plots for the characteristic ratio of source analysis of PAHs in soil

    不同植被格局的样点土壤重金属污染物Cu、Zn、Cd和Pb的浓度数值分布如图4所示。可以看出,重金属Cu(图4(a))和Pb(图4(d))的中位值在4种植被格局中的变化不明显,而Cd(图4(c))和Zn(图4(b))元素的中位值稍有变化,即围绕式和混合式稍高,行列式和群点式稍低。从数据分布的情况看:首先,在4种植被格局中,行列式植被格局土壤中的重金属污染物浓度数据分散性相对较高;其次,Cd元素浓度分散性比其他3种元素高(图4(c)),Cu(图4(a))和Pb元素(图4(d))在围绕式和混合式植被格局土壤中的浓度分布较为集中,Zn元素在除了行列式以外的3种植被格局土壤中的分布都较为稳定。从采样调查研究的角度来说,对于行列式植被格局的小区绿地,需要适当增加样点数量才能获得较为客观的重金属浓度;而从环境管理的角度来说,行列式植被格局更有可能吸纳重金属污染物而起到净化环境的作用。土壤Cd元素浓度的分散性较大主要原因是由于城市土壤Cd浓度一般较低。本研究中Cd的浓度大多为0.1~0.2 mg·kg−1,导致系统误差的影响较大。因此,在城市土壤调查中对于Cd元素最需要关注的是异常高值。

    图 4  不同植被格局下土壤主要重金属污染物的浓度数值分布
    Figure 4.  Numerical distribution of concentrations of major heavy metal pollutants in soil with different vegetation patterns

    图5分别展示了LMW PAHs(图5(a))、HMW PAHs(图5(b))和∑16PAHs(图5(c))在4种植被格局下的浓度数值分布。不同植被格局下,居民区土壤∑16PAHs浓度中位值顺序为:围绕式(444 μg·kg−1)>行列式(408 μg·kg−1)>群点式(292 μg·kg−1)>混合式(271 μg·kg−1)。行列式植被格局小区,土壤∑16PAHs浓度中位值在4种格局小区内处于较高水平;并且,该格局类型下,土壤∑16PAHs最大值高达2 844 μg·kg−1,约为其他3种植被格局的4~5倍。此外,与重金属的浓度分布类似,行列式植被格局的土壤中LMW PAHs、HMW PAHs和∑16PAHs的浓度分布都较为分散;而且,HMW PAHs和∑16PAHs浓度的中位值在混合式和群点式植被格局土壤中较低。有研究[37]指出,Ant、BaA和BaP这3种PAHs的光敏性最强,尤其在夏季消失很快。因此,土壤中,这3种PAHs通常不会远距离迁移,因而被认为是最好的本地排放指标。由图6可知,相较于其他3种植被格局,Ant(图6(a))、BaA(图6(b))和BaP(图6(c))这3种PAHs在行列式植被格局土壤中的浓度水平均较为分散,说明在这种植被格局下,当地即时产生的PAHs变异也较大。同时,群点式植被格局的土壤中这3种PAHs浓度的中位值都最低,说明在这种植被格局下当地产生的PAHs在土壤中累积较少。植被覆盖类型能够影响下垫面地表土壤中重金属和多环芳烃的浓度,有研究[25]发现,城市中16种优控多环芳烃主要经由大气沉降过程进入土壤,而这一过程受到植被垂直结构的影响较大。对北京市的调查[27]发现,乔木覆盖下的土壤污染物的浓度明显比草地或灌木-草本覆盖类型高。其中,林灌草和林地土壤中多环芳烃浓度是草地土壤的2~3倍(P<0.05)。由于行列式植被格局大多由乔木或乔木-灌木的植被覆盖类型组成,而群点式植被格局中的大面积绿地由于会考虑到居民户外活动的方便,多为草地,这可能是导致行列式植被格局土壤中污染物含量相对较高,而群点式植被格局相对较低的原因。

    图 5  不同植被格局下土壤PAHs的浓度数值分布
    Figure 5.  Numerical distribution of concentrations of PAHs in soil with different vegetation patterns
    图 6  不同植被格局下指示性多环芳烃的浓度数值分布
    Figure 6.  Numerical distribution of concentrations of local indicative PAHs in soil with different vegetation patterns

    1)本研究结果表明,所选的31个典型居民区绿地土壤样点主要重金属污染物为Cu、Zn、Cd、Pb;土壤PAHs来源主要与煤炭及生物质燃烧有关,石油及其产物燃烧不是土壤PAHs的主要来源。

    2)行列式植被格局的土壤中重金属污染物Cu、Zn、Cd、Pb及高环和低环PAHs的浓度分布都较为分散,污染物高浓度的样点也往往出现在这种植被格局的绿地土壤样品中。这是因为行列式植被格局的绿地植被覆盖类型往往为乔木或乔木-灌木类型。

    3)群点式植被格局的土壤中重金属污染物和Ant、BaA和BaP这3种光敏性较强的本地指示性PAHs浓度都较其他3种植被格局土壤低。这与群点式植被格局的绿地植物覆盖类型多为草地有关。

    4)在对行列式植被格局小区进行采样调查时,需要布置多个采样点才能获得代表性污染物浓度;同时,行列式植被格局有利于土壤截获污染物,发挥绿地土壤吸纳污染物的生态功能,而群点式植被格局不利于土壤截获和吸纳污染物。但是,该植被格局下绿地环境质量相对较好,适合居民户外活动。

  • 图 1  历年中国铅蓄电池产量及废铅蓄电池产生量

    Figure 1.  Amount of produced and wasted lead-acid batteries

    图 2  近年来山东省正规渠道废铅蓄电池收集量

    Figure 2.  Amount of legally collected waste lead-acid batteries in Shandong Province in recent years

    图 3  各省再生铅企业数量分布图

    Figure 3.  Distribution of secondary lead enterprises in different provinces

  • [1] 王红梅, 夏月富, 席春青, 等. 铅酸蓄电池企业生产者责任延伸制度实施“瓶颈”分析[J]. 环境保护, 2018, 46(3/4): 56-59.
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出版历程
  • 收稿日期:  2020-08-17
  • 录用日期:  2021-01-29
  • 刊出日期:  2021-07-10
何艺, 王维, 丁鹤, 贾佳, 郑洋, 胡华龙. 铅蓄电池落实生产者责任延伸制度成效与展望[J]. 环境工程学报, 2021, 15(7): 2218-2222. doi: 10.12030/j.cjee.202008156
引用本文: 何艺, 王维, 丁鹤, 贾佳, 郑洋, 胡华龙. 铅蓄电池落实生产者责任延伸制度成效与展望[J]. 环境工程学报, 2021, 15(7): 2218-2222. doi: 10.12030/j.cjee.202008156
HE Yi, WANG Wei, DING He, JIA Jia, ZHENG Yang, HU Hualong. Achievements and prospects of implementation of the extended producer responsibility(EPR) system for waste lead-acid batteries[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(7): 2218-2222. doi: 10.12030/j.cjee.202008156
Citation: HE Yi, WANG Wei, DING He, JIA Jia, ZHENG Yang, HU Hualong. Achievements and prospects of implementation of the extended producer responsibility(EPR) system for waste lead-acid batteries[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2021, 15(7): 2218-2222. doi: 10.12030/j.cjee.202008156

铅蓄电池落实生产者责任延伸制度成效与展望

    通讯作者: 丁鹤(1991—),女,硕士,工程师。研究方向:危险废物环境管理与技术。E-mail:dinghe@meescc.cn
    作者简介: 何艺(1981—),男,博士,正高级工程师。研究方向:危险废物环境管理技术。E-mail:heyi@meescc.cn
  • 1. 生态环境部固体废物与化学品管理技术中心,北京 100029
  • 2. 北京工业大学材料与制造学部,北京 100124
基金项目:
国家重点研发计划项目(2018YFC1902705);中华环境保护基金会生产者责任延伸制度推进基金;生态环境部业务专项(201109034)

摘要: 铅蓄电池生产者责任延伸制度被写入新修订的《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》,并确定了生产者的回收义务,弥补了相关政策实施的上位法空白。以2016年以来我国废铅蓄电池规范收集处理量为依据,梳理分析了我国推进落实铅蓄电池生产者责任延伸制度、建立规范的废铅蓄电池收集处理体系方面所取得的成效。同时,针对目前面临的一些实际问题探讨了相应的解决方向,以期对《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》修订实施后,完善相关管理政策制度提供借鉴参考。

English Abstract

  • 生产者责任延伸制度对于解决来源分散、回收难度大、环境危害性强的废铅蓄电池环境污染问题具有显著优势[1-3]。德国、美国和欧盟等发达国家和地区,通过法律形式规定铅蓄电池生产企业的废铅蓄电池回收责任,施行押金制度或保证金制度,建立起比较完善的废铅蓄电池收集处理体系,成效十分明显[4-6]。2016年12月,国务院印发《生产者责任延伸制度推行方案》[7],中国正式开始在铅蓄电池行业推进实施生产者责任延伸制度,引导铅蓄电池生产企业采取自主回收、联合回收或委托回收模式,通过生产企业自有销售渠道或专业企业在消费末端建立的网络回收废铅蓄电池。2019年1月,生态环境部联合国家发展和改革委员会等8部门联合印发《废铅蓄电池污染防治行动方案》[8],联合交通运输部印发《铅蓄电池生产企业集中收集和跨区域转运制度试点工作方案》[9],要求铅蓄电池生产企业落实生产者责任延伸制度,以提高正规渠道收集处理率,建立规范有序的废铅蓄电池收集处理体系,目前已取得显著成效。

    2020年新修订的《中华人民共和国固体废物污染环境防治法》(以下简称《固废法》)明确了铅蓄电池生产企业的废铅蓄电池回收义务,标志着生产者责任延伸制度作为一项环境制度被首次写入法律,弥补了相关政策实施的上位法空白[10]。为做好《固废法》修订实施后的废铅蓄电池收集处理体系建设工作,本文充分总结制度试点情况,以2016年以来我国废铅蓄电池规范收集处理量为依据,梳理分析了我国在铅蓄电池领域落实生产者责任延伸制度方面所取得的成效,同时针对目前面临的危险废物管理法规和体制机制、财税制度方面的实际问题探讨了相应的解决方向,以期为《固废法》修订实施后完善我国社会源危险废物管理相关法规政策制度提供参考。

  • 我国是世界铅蓄电池生产和使用大国,每年都会产生大量废铅蓄电池(见图1)[11]。废铅蓄电池属于列入《国家危险废物名录》(2021年版)的危险废物。根据我国现行危险废物管理法规,从事废铅蓄电池收集、贮存、利用处置活动必须取得危险废物经营许可证,必须采用危险货物运输车辆转移废铅蓄电池,并严格执行危险废物转移联单制度,跨省转移废铅蓄电池必须严格履行危险废物转移审批手续[12]

    大量废铅蓄电池流入非法渠道。我国工业企业和单位产生的废铅蓄电池收集处理已经较为规范,存在问题的主要是社会源废铅蓄电池,其显著特点是产生源广泛分布且单个产生源产生量较少[13]。受市场利益驱动,我国形成了一条由非法收集者和非法再生铅企业等组成的废铅蓄电池“体外循环”产业链。非法收集者以现金交易方式从汽车维修点、汽车4S店、电动自行车维修点、铅蓄电池销售店等收集废铅蓄电池。为减轻重量降低运输成本和后期含铅酸液处理成本,一般会倒掉废铅蓄电池的流动性含铅酸液。非法收集的废铅蓄电池大部分流入非法再生铅企业。非法再生铅企业无税费负担、无污染防治设施和环境保护成本,与合法再生铅企业相比具有明显优势,包括高价从市场上抢购废铅蓄电池和低于市场价出售粗铅产品。非法再生铅企业普遍存在着规模小、耗能高、污染重等问题。

  • 2016年,为推动落实生产责任延伸制度,建立规范有序的废铅蓄电池回收体系,经原环境保护部土壤司同意,生态环境部固体废物与化学品管理技术中心组织山东省、辽宁省等省份开展了“废铅蓄电池收集和转移管理制度试点”。本次试点以试点省份为主,目标是探索完善以废铅蓄电池为典型的社会源危险废物收集许可和转移备案制度,形成可复制推广的试点经验。各试点省份在一年的试点时间内,积极探索完善了废铅蓄电池收集、贮存、转移和利用处置体系。国内大型铅蓄电池生产企业山东圣阳电源股份有限公司、超威电源有限公司、风帆有限责任公司、骆驼集团股份有限公司等都积极参与试点,利用现有电池销售网络“以旧换新”回收废铅蓄电池,再将集中收集后的废铅蓄电池,交由再生铅企业,例如河南豫光金铅集团有限责任公司、江苏新春兴再生资源有限责任公司等企业利用处置[14]

    2019年1月,在总结前期试点工作经验基础上,《铅蓄电池生产企业集中收集和跨区域转运制度试点工作方案》由生态环境部联合交通运输部正式印发,组织北京市、天津市和河北省等20个省份开展“铅蓄电池生产企业集中收集和跨区域转运制度试点”。山西省和湖南省分别于2019年9月和2020年6月申请加入试点。截至目前,试点工作已取得积极进展,绝大部分试点地区已发放废铅蓄电池收集许可证,明确试点企业。超威动力控股有限公司、天能动力国际有限公司、骆驼集团股份有限公司、风帆股份有限公司、理士国际技术有限公司等国内大型铅蓄电池生产企业积极参与试点工作,与试点省份原有废铅蓄电池收集企业和再生铅企业合作,通过合作共建和自建等方式建设了一大批集中转运点和收集网点,有效促进了正规收集体系的建设[15-16]。2019年试点企业在20个试点省份共计取得85份收集许可证,建设集中转运点近600个、收集网点约8 000个,收集和转移社会源废铅蓄电池达47.9×104 t。

  • 山东省2016年7月就在全省组织开展了废铅蓄电池收集和转移管理制度试点。试点企业名单以规范性文件的形式公布,全部被山东省原环境保护厅纳入危险废物规范化管理考核评估范围。

    目前,山东省已经建立涵盖全省各级交运集团、银行、通信集团等大型企业,以及汽配城、汽车4S店、电动车销售网点、废旧物资收购站(点)、小商贩云集区、电池销售网点等的废铅蓄电池规范收集处理体系。试点企业收集的废铅蓄电池,均按程序转移至合法再生铅企业进行无害化利用处置[17-18]

    山东省生态环境厅(原环境保护厅)统计结果显示,省内废铅蓄电池正规渠道收集量大幅增加。2019年,通过正规渠道共计收集废铅蓄电池达37.88×104 t,大于2016年开始试点工作时6 502 t的58倍(见图2)。

  • 1)部分生产企业参与积极性不高。推行生产者责任延伸制度,引导生产者承担产品废弃后的回收和资源化利用责任,其关键无疑是生产者的参与程度与积极性。构建废铅蓄电池收集处理体系,建设集中转运点、收集网点需要投入不少的人力、物力和财力成本。目前,仅少数大型铅蓄电池生产企业积极参与废铅蓄电池收集处理体系建设,广大中大型铅蓄电池生产企业仍持观望态度。

    下一步,应在落实新修订的《固废法》基础上,在全行业积极推进落实生产者责任延伸制度,并推动建立铅蓄电池生产者责任延伸制度,压实铅蓄电池生产企业的污染防治责任。铅蓄电池生产企业应当按照规定以自建或者委托等方式建立与铅蓄电池产品销售量相匹配的废铅蓄电池回收体系,达到国家确定的废铅蓄电池回收率目标,有效防治废铅蓄电池环境污染。

    2)废铅蓄电池跨省转移周期长。目前,北京、福建、海南、黑龙江、吉林等近10个省份尚无合法再生铅企业(见图3)[19-20],大量废铅蓄电池需要跨省转移进行利用处置。我国跨省转移审批周期约为2~6个月,废铅蓄电池具有残值高且价格波动大、流动性和不可预期性强等特点,要求企业严格执行跨省转移审批手续在实际操作层面难度较大。因此,许多再生铅企业从非法收集者手中购买原料,有的甚至主要依赖非法收集者提供废铅蓄电池。

    下一步,应积极推动实行跨省转移审批“白名单”制度。借鉴四川-重庆危险废物跨省市转移“白名单”合作机制,推进长三角、珠三角、京津冀和长江经济带其他地区等开展废铅蓄电池利用处置区域合作,筛选确定列入“白名单”的合法收集企业、再生铅企业,并在省级生态环境厅网站公布,进一步简化许可程序,压缩区域内的废铅蓄电池跨省转移审批周期。

    3)合法收集企业税负成本偏高。废铅蓄电池主要来自个人消费者,在实际操作中消费者不会去开具增值税进项发票,合法收集企业面临着增值税链条不完整,企业需全部或部分负担13%进项税额的困境。我国废铅蓄电池价格较透明,与非法收集者相比,合法收集企业在污染防治、场地和设备方面投入较大,较高税负成本进一步削弱其赢利能力和市场竞争力,最终形成“劣币驱逐良币”局面。

    下一步,建议推动实行废铅蓄电池回收环节增值税简易征收。为健全我国废铅蓄电池收集环节税务链条、增强实际过程的可操作性,应适当简化开具增值税发票的手续。对符合条件的铅蓄电池生产企业、专业回收企业和再生铅企业实行增值税简易征收,税率设定为3%,与现有的小规模纳税人税率保持一致。在解决源头无票问题的同时,使收集环节能够合法获得税票,也使再生铅企业能够获得合法抵扣税票,进而逐步规范废铅蓄电池收集处理过程,减少环境污染。开展税收执行情况的日常核查和风险评估。存在涉嫌虚开发票和偷逃骗税等严重税收违法行为的再生铅企业,应依法对其开展税务稽查。

    4)部门和区域联防联控机制仍需完善。废铅蓄电池非法收集处理活动被取缔后很容易异地死灰复燃,仅靠生态环境部门和公安机关难以实现长期有效打击,需要进一步调动发挥交通运输、商务、工业和信息化、发展改革、工商等政府部门的积极性,同时建立长三角等区域协同联防联控机制。

    下一步,应完善部门联防联控机制加大打击力度,加强部门间信息共享,推动基层生态环境部门和公安机关在打击废铅蓄电池非法收集和冶炼行为方面合作常态化,对非法收集、拆解、非法冶炼等环境违法犯罪行为进行严厉打击;将铅蓄电池生产企业、原生铅企业和再生铅企业列为危险废物规范化环境管理重点对象;依法查处无经营许可证接收废铅蓄电池、非法倾倒含铅酸液,以及再生铅企业不按规定执行转移联单制度、接收“倒酸”电池和非法再生粗铅等环境违法行为。推动开展涉及废铅蓄电池违法企业、人员的联合惩戒。在“信用中国”网站、全国信用信息共享平台和国家企业信用信息公示系统上公开曝光相关违法企业和人员信息,同时纳入生态环境领域违法失信名单。

参考文献 (20)

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