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长江三角洲区域部分省市危险废物跨省转移生态补偿机制的构建和分析

霍慧敏, 陈小宇, 郑洋, 何艺, 韦洪莲, 靳晓勤. 长江三角洲区域部分省市危险废物跨省转移生态补偿机制的构建和分析[J]. 环境工程学报, 2024, 18(9): 2389-2397. doi: 10.12030/j.cjee.202405108
引用本文: 霍慧敏, 陈小宇, 郑洋, 何艺, 韦洪莲, 靳晓勤. 长江三角洲区域部分省市危险废物跨省转移生态补偿机制的构建和分析[J]. 环境工程学报, 2024, 18(9): 2389-2397. doi: 10.12030/j.cjee.202405108
HUO Huimin, CHEN Xiaoyu, ZHENG Yang, He Yi, Wei Honglian, JIN Xiaoqin. Construction and analysis of ecological compensation mechanisms for cross provincial transfer of hazardous waste in some provinces and cities in the Yangtze River Delta region[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(9): 2389-2397. doi: 10.12030/j.cjee.202405108
Citation: HUO Huimin, CHEN Xiaoyu, ZHENG Yang, He Yi, Wei Honglian, JIN Xiaoqin. Construction and analysis of ecological compensation mechanisms for cross provincial transfer of hazardous waste in some provinces and cities in the Yangtze River Delta region[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(9): 2389-2397. doi: 10.12030/j.cjee.202405108

长江三角洲区域部分省市危险废物跨省转移生态补偿机制的构建和分析

    作者简介: 霍慧敏 (1994—) ,女,硕士,工程师,huohuimin@meescc.cn
    通讯作者: 靳晓勤(1988—),男,硕士,高级工程师,jinxiaoqin@meescc.cn
  • 基金项目:
    国家重点研发计划资助项目 (2022YFC3901301)
  • 中图分类号: X321

Construction and analysis of ecological compensation mechanisms for cross provincial transfer of hazardous waste in some provinces and cities in the Yangtze River Delta region

    Corresponding author: JIN Xiaoqin, jinxiaoqin@meescc.cn
  • 摘要: 危险废物跨省转移生态补偿是落实生态文明战略的重要举措之一,可有效引导该过程中的生态受益者履行补偿义务,在保证省域环境公平的前提下促进危险废物利用处置行业高质量发展。本研究依托排污权有偿使用制度探索建立市场化危险废物跨省转移生态补偿机制,基于总成本修正模型,核算受偿区生态建设与保护总成本,并引入生态补偿系数、危险废物利用处置系数得出生态补偿资金计算修正公式。长江三角洲区域产生的危险废物具有产业覆盖广、废物结构多、跨省转移量大等特点,对于开展危险废物跨省转移生态补偿机制的研究具有代表性,因此选取了长江三角洲区域4个临近省作为模拟对象,举例计算危险废物跨省转移生态补偿金额,制定了可能的征缴流程。研究结论为危险废物跨省转移生态补偿机制探索与实践提供了新的理论依据,可作为推动经济社会可持续发展的有益补充。
  • 氟(F)是卤族元素中电负性最强的元素,化学性质极为活泼。自然界中的氟广泛分布于岩石、土壤、空气和水体内[1],水体中的氟通常以F的形态存在[2]

    近几十年来,水体氟污染逐渐成为受到全球性关注的重点问题[3]。氟是人体必需的微量元素[4],摄入少量的氟(0.05~0.07 mg·L−1)可帮助硬化牙釉质,有效防止蛀牙的发生[5-6]。但由于天然来源如富氟矿物的溶解,以及人类活动加剧环境水体中氟的持续输入[7],水体氟化物的超标正威胁着居民饮用水水质安全[8]。过量地摄入氟不仅会引起氟斑牙和氟骨症等疾病[9],而且会对人体的免疫系统、肾脏、胃肠道等产生不利影响[10]。我国严格限制水体中氟化物质量浓度[11],《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)和《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)中Ⅲ类水的氟化物(以F计)标准限值均为1.0 mg·L−1

    山东省胶莱盆地为典型的高氟区,根据1980年山东省地方病研究所对胶莱盆地的地下水氟含量普查结果,沿胶莱河南岸一带地下水氟含量普遍高于4 mg·L−1[12]。虽然自20世纪80年代开始山东省采取了引水和理化除氟等措施改水降氟,但至今仍有不少地区遭受高氟的危害[13]。氟化物浓度过高可能对河流内动植物[14]和周围居民的生活造成危害,对地方水污染治理造成了较大挑战,也是目前水环境修复面临的主要难题[15]。因此,提供有效防止地表水体氟污染的技术具有必要性和迫切性[16]

    目前常用的除氟方法包括化学沉淀法、吸附法、膜过滤和离子交换法等[17]。其中吸附法往往再生后除氟效果不理想[18];膜过滤和离子交换法成本高,维护与管理困难[19]。比较成熟的石灰沉淀法(CaO)会使pH明显升高而呈强碱性[20],不宜用于自然水体除氟;CaCl2作为可溶性钙盐可提供大量Ca2+,理论上会促进CaF2沉淀的生成,采用石灰和CaCl2联合处理法可在控制pH的同时保证有足够的Ca2+[21];根据CaCO3 (Ksp=2.9×10−9)和CaF2 (Ksp=2.7 ×10−11)的溶度积差异,使用CaCO3可选择性地将F转化为CaF2[22];普通硅酸盐水泥(简称水泥)外观为灰色粉末,其主要原材料包括CaO、SiO2和少量的Fe2O3和Al2O3[23]。有研究表明,水化普通硅酸盐水泥[24]和水化铝酸盐水泥[25]是有效的除氟材料,而未经过水化、凝结、硬化的水泥粉末也同样具有除氟效果,TARALI等[26]在模拟含氟溶液中加入10%的水泥粉末能够使氟离子质量浓度从30 mg·L−1降低至11.67 mg·L−1 (去除率为61.1%),KANG等[27]在氟离子质量浓度为100 mg·L−1的模拟含氟溶液中投加1%的水泥粉末后可将质量浓度降低至52.7 mg·L−1 (去除率为47.3%)。水泥曾被应用于贵州省酸性含铁废水处理[28]和城市富营养水体[29]除磷,证明水泥应用于地表水污染治理具有可行性且未出现负面影响。

    大量除氟技术的相关研究均采用实验室配制的模拟含氟溶液[17,24,26-27],杂质较少,与自然水体有较大差异,这也解释了现行的除氟技术在自然水体中除氟效果不明显,无法大范围推广的原因[18,30]。本研究以真实的地表水样为研究对象,选取了CaCO3、CaCl2和水泥3种材料,考察了其在不同投加条件下对水样中氟离子去除效果的影响,同时对表现出除氟效果的原材料和处理水样后形成的沉淀产物进行了表征分析,探究了可能的除氟机理,为水体氟污染控制提供参考和依据。

    实验水样于2021年12月取自山东青岛胶州市的南胶莱河(图1),近年来该河流水体的氟离子质量浓度常处于劣V类水平(>1.5 mg·L−1)。南胶莱河发源于青岛平度市姚家村,经胶州市胶东街道店口村汇入大沽河,全长30 km,呈东南—西北走向,流域面积1 500 km2[31]。河流平均水深约1.5~2.0 m,流量约60 000~80 000 m3·d−1

    图 1  水样采集地点
    Figure 1.  The site of water sample collection

    水样运输至实验室后测定基础水质指标(表1)并立即开展实验。对比《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)中标准限值可知,实验水样的初始氟离子质量浓度高于Ⅴ类水标准限值,本研究除氟目标为(在原位治理中)降低地表水氟离子质量浓度。

    表 1  实验水样的水质检测结果
    Table 1.  The water quality of experimental water samples mg·L−1
    水质及标准TPTNNH3-NCODMn氟化物(以F计)
    GB3838-2002Ⅴ类水标准≤0.4≤2.0≤15≤1.5
    实验水样水质0.069.760.089.771.52
      注:河流不考核总氮指标。
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    1)除氟材料。钙盐选用碳酸钙(AR)、无水氯化钙(AR)两种盐类,均购买自成都市科隆化学品有限公司;水泥(P.O 42.5R)购买自重庆市东方希望水泥有限公司。

    2)实验试剂。氟化钠(GR)、硝酸钠(AR)、二水柠檬酸三钠(AR)、溴甲酚紫(IND)、氢氧化钠(AR)均购买自成都市科隆化学品有限公司;盐酸(36%~38%)购买自成都市科龙化工试剂厂。所有溶液均使用超纯水(18.25 MΩ·cm)配制。

    3)实验仪器。磁力搅拌器JB-10型、离子计PXSJ-270F型、氟离子复合电极PF-202型、便携式pH计PHB-4型和电导率仪DDSJ-308A型均购买自上海仪电科学仪器股份有限公司;六联电动搅拌器JJ-4A型来自常州市金坛科兴仪器厂;超纯水机UPR-Ⅱ-40L型来自四川优普超纯科技有限公司。

    4)材料表征。采用X射线衍射仪(EMPYREAN,荷兰纳帕科公司)分析处理前后材料物相组成的变化;红外光谱仪(NEXUS 670,美国赛默飞世尔科技公司)测定官能团变化;扫描电子显微镜(Helios G4 UC,美国赛默飞世尔科技公司)用于观察微观结构,能谱仪(Symmetry,英国牛津仪器)用于观察微区元素组成变化。

    氟离子质量浓度参考《水质氟化物的测定 离子选择电极法》(GB 7484-87)中标准曲线法测定,0.2 mol·L−1二水柠檬酸三钠和1 mol·L−1硝酸钠作为总离子强度缓冲溶液。氟离子选择电极在实验前按照使用说明进行活化和清洗。测定溶液pH=5~8,需使用盐酸调节pH,利用溴甲酚紫指示剂判断溶液pH,判断依据为溶液由蓝紫色突变为黄色。待测水样倒入塑料烧杯中并置于磁力搅拌器上,读数稳定后读取电位响应值(mV),通过标准曲线得到氟离子质量浓度。

    总磷(TP)测定参考《水质 总磷的测定 钼酸铵分光光度法》(GB 11893-1989);总氮(TN)测定参考《水质 总氮的测定 碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》(HJ 636-2012);氨氮(NH3-N)测定参考《水质 氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》(HJ 538-2009);高锰酸盐指数(CODMn)测定参考《水质 高锰酸盐指数的测定》(GB 11892-89);pH值测定采用玻璃电极法;电导率(EC)测定采用电导仪法。

    通过系列实验研究不同静置时间、材料投加量、扰动程度和组合材料对除氟效果的影响。

    1)不同静置时间对除氟效果的影响。向1 L水样中投加用量为1.5 g·L−1的水泥粉末,在100 r·min−1的转速下搅拌5 min后,分别于0、12、24和36 h后取上层液体测定氟离子质量浓度、pH和EC。

    2) CaCO3、CaCl2和水泥在不同投加量处理下对除氟效果的影响。将3种除氟材料以0.5、1.0、1.5 g·L−1的用量分别投加至1 L水样中,对照组(CK)不投加任何材料,在100 r·min−1的转速下搅拌5 min,静置24 h后取上清液测定氟离子质量浓度、pH和EC。

    3)不同扰动程度对除氟效果的影响。向1 L水样中投加用量为1.5 g·L−1的水泥粉末,分别改变搅拌速度(0、100、200、300 r·min−1)和搅拌时间(0、5、10、15 min),静置24 h后取上清液测定氟离子质量浓度、pH和EC。

    4) CaCO3、水泥不同组合比例对除氟效果的影响。固定CaCO3的投加量为1.0 g·L−1,水泥以0.5、1.0、1.5 g·L−1 3种投加比例与CaCO3组合加入1 L水样中,即CaCO3与水泥的质量比分别为2∶1、1∶1、2∶3。对照组(CK)为不投加任何材料的处理,在100 r·min−1的转速下搅拌5 min,静置24 h后取上清液测定氟离子质量浓度、pH和EC。

    实验中各处理组均设置3次重复,数据以均值±标准差(SD)形式表示。各组处理的氟离子质量浓度均值间的多重比较采用Dunnett’s T3法,显著性水平为0.05,不同的英文字母代表数据均值间差异显著。使用SPSS 25.0进行统计分析。采用Origin 2018绘制图表。

    在0~24 h内,随着静置时间的增加,水样中的氟离子质量浓度不断降低,由1.50 mg·L−1降至1.23 mg·L−1(见图2)。根据统计分析结果,静置0、12和24 h后氟离子质量浓度均值间差异显著,而静置24 h和36 h后氟离子质量浓度均值间差异不显著。因此,之后的实验均静置24 h后取上清液测定水样中的氟离子质量浓度。

    图 2  在水样中投加水泥后,不同静置时间对除氟效果的影响
    Figure 2.  Effect of standing time on fluoride removal after the addition of cement to water samples

    根据氟离子质量浓度的统计分析结果(图3)可知,CaCl2在3种投加量处理下的氟离子质量浓度均值与对照组差异不显著;当在水样中投加1.0 g·L−1和1.5 g·L−1的CaCO3时,氟离子质量浓度均值与对照组差异显著,表现为低于对照组,分别由1.46 mg·L−1降至1.36 mg·L−1和1.38 mg·L−1;水泥在3种投加量处理下的氟离子质量浓度均值显著地低于对照组和CaCO3处理组,相较于对照组,在水样中投加0.5、1.0和1.5 g·L−1的水泥处理后氟离子质量浓度由1.46 mg·L−1分别降至1.23、1.25和1.27 mg·L−1,在3种水泥投加量下氟离子质量浓度均值间差异不显著。

    图 3  CaCO3、CaCl2、水泥在不同投加量处理下对除氟效果的影响
    Figure 3.  Effect of different dosages of CaCO3, CaCl2 and cement on fluoride removal

    当3种材料分别用于地表水样除氟时,CaCl2未表现出除氟能力,CaCO3、水泥可显著降低水样中的氟离子质量浓度,水泥的除氟效果优于CaCO3,在水样中投加0.5 g·L−1的水泥可达到16%的除氟率,而投加1.0 g·L−1的CaCO3后除氟率仅为7%。CaCl2易溶于水,可解离出大量Ca2+和Cl,大量的Cl会产生一定的竞争吸附,抑制除氟效果[32],地表水样相较于模拟含氟水溶液往往含有较多其他共存的阴离子,同样的材料通常在天然高氟水中除氟效果明显降低[33]

    在水样中加入CaCO3和CaCl2对pH没有明显的影响。加入水泥后,水样pH明显升高,且pH随着投加量的增加而增大,在1.0 g·L−1和1.5 g·L−1的水泥投加量下pH已分别达到了10.25和10.53。投加水泥后出现的pH大幅增升高可认为是水化反应形成的Ca(OH)2引起的,同时游离的Ca2+可与F反应生成CaF2沉淀,降低水样中氟离子质量浓度[34]

    根据EC测定结果可知,在水样中投加CaCl2后会引起EC剧增,投加CaCO3和水泥后,水样EC均有不同程度的下降,水泥引起的EC下降相较CaCO3更明显。与对照组相比,投加0.5、1.0和1.5 g·L−1的水泥后,水样的EC由2 090 μS·cm−1降低至1 892、1 896、1 943 μS·cm−1。EC可反映水体中总溶解离子的含量[35],CaCl2作为溶解度高的离子化合物,溶于水后总溶解离子含量的升高使得水样的EC呈上升趋势;而投加CaCO3和水泥后水样中氟离子质量浓度降低,意味着游离的氟离子在处理后被固定,总溶解离子含量降低,从而导致EC降低。

    通过改变搅拌时间和搅拌速度可改变水样的扰动程度,相关影响见图4。在水泥加入量(1.5 g·L−1)相同的情况下,搅拌速度为0 r·min−1时,水样的氟离子质量浓度均值(1.15 mg·L−1)显著地低于搅拌速度为100、200、300 r·min−1的处理;搅拌时间为0 min时,水样的氟离子质量浓度均值(1.12 mg·L−1)也显著地低于搅拌时间为5、10、15 min的处理。搅拌速度为0 r·min−1、搅拌时间为0 min时,pH分别为8.95和9.06,而经过搅拌后,pH均达到了10.00以上。随着搅拌速度和搅拌时间的增加,EC也随之增加。

    图 4  不同扰动程度对水泥除氟效果的影响
    Figure 4.  Effect of different disturbance degrees on fluoride removal after cement addition

    与工业含氟废水相比,氟污染地表水中氟离子质量浓度较低,现行的除氟技术对自然水体中较低含量的氟化物去除效果不明显[30]。沉淀的形成需要先由构晶离子形成晶核,然后晶核成长为沉淀微粒,在较低氟浓度条件下很难诱导沉淀形成晶核[36]。在沉淀颗粒成核生长过程中,若受到较大扰动,晶粒难以成长,粒度减小,沉淀物溶解度增加[37]

    适当搅拌可使构晶离子充分接触,形成沉淀微晶体。本研究中,在投加相同量的水泥的情况下,不经过搅拌处理的水样中氟离子质量浓度和EC更低,说明在搅拌速度为100 r·min−1和搅拌时间为5 min的处理下,部分形成的晶体结构已被破坏,使得氟离子重新释放进入溶液中[38]

    根据结果2.2可知CaCO3和水泥分别表现出了一定的降氟效果,将CaCO3、水泥组合,研究这2种材料以不同的组合比例混合使用对除氟效果的影响,结果如图5所示。

    图 5  CaCO3、水泥不同组合比例对除氟效果的影响
    Figure 5.  Effect of different combination ratio of CaCO3 and cement on the fluoride removal

    根据分析结果可知,投加组合材料后氟离子质量浓度均值显著地低于对照组(1.39 mg·L−1)。随着水泥比例的升高,氟离子质量浓度呈下降趋势,分别达到1.15、1.11、1.09 mg·L−1,但水泥投加量为1.5 g·L−1时的氟离子质量浓度均值与投加量为1.0 g·L−1时的氟离子质量浓度差异不显著。

    同样,随着水泥比例增加,EC呈现下降趋势。对照组的EC为2 110 μS·cm−1,投加水泥1.0 g·L−1、1.5 g·L−1时,EC可分别降至1 875 μS·cm−1、1 876 μS·cm−1

    此外,随着组合材料中水泥比例的增加,水样的pH随之升高。对照组的pH为8.31,投加水泥0.5、1.0、1.5 g·L−1时,pH分别为9.12、9.47和9.78。

    2种除氟材料组合处理组比单独处理的除氟率更高。当CaCO3投加量为1.0 g·L−1,水泥投加量为1.5 g·L−1时,组合材料对水样中氟离子的去除率达到22%,而在水样中单独投加1.0 g·L−1的CaCO3和1.5 g·L−1的水泥,除氟率分别为7%和13%。除提升除氟率以外,组合处理组可较好地控制水样的pH,这在自然地表水体除氟中尤为重要。在CaCO3、水泥的3种组合比例下,水样的pH保持在9~10,pH升高幅度小于单独水泥处理。CaCO3、水泥组合使用后pH升幅降低,这有利于地表水除氟,其机理值得在未来进行进一步的研究。在实验规模为1 L地表水样的小型实验中,水泥造成的pH大幅升高不可避免,而在实际的地表水中,碳酸及碳酸盐缓冲系统、硅酸和硅酸盐以及有机酸和有机酸盐等多种缓冲系统可发挥作用,降低pH的变化[39]

    1)扫描电镜(SEM)+能谱仪(EDS)。通过SEM可观察到处理前CaCO3颗粒整体呈立方体状(图6 (a))。水泥由粒径范围较大(粒径不均匀)的颗粒组成(图6 (d)),颗粒外观不规则。无论是单独投加水泥还是CaCO3、水泥组合应用于水样除氟后,在底部沉淀产物中均可观察到大量新生成的球状颗粒和针棒状结构。化学沉淀法的除氟效果与沉淀颗粒的大小有关,沉淀颗粒越大,出水氟离子质量浓度越低[40]。相较于单独投加水泥,CaCO3、水泥组合处理中由于有相对大尺寸颗粒CaCO3的存在,氟离子与投加的材料反应生成的沉淀会更容易随着CaCO3而沉降,从而使处理后水样的氟离子质量浓度更低。在CaCO3、水泥组合处理水样的沉淀产物中,粒径较小的球状颗粒和针棒状结构附着于粒径较大的CaCO3周围(图6 (e)),证明了CaCO3的存在有利于沉淀产物的沉降。

    图 6  CaCO3、水泥和两者用于处理水样后形成的沉淀产物的微观形貌
    Figure 6.  Micromorphology of CaCO3 and cement and produced sediments.

    图7为处理前CaCO3、水泥和处理后沉淀产物的EDS图谱,处理前CaCO3和水泥中未检测到含有氟元素,而处理后沉淀产物中出现氟元素峰(水泥处理水样后沉淀产物和CaCO3、水泥组合处理水样后沉淀产物的氟元素质量百分比分别为0.06%、0.24%),可认为水样中游离的氟离子已经被固定至沉淀物中。根据EDS面扫描结果(图8),利用水泥和CaCO3、水泥组合处理水样后形成的沉淀产物中氟元素分布范围广,与钙、镁、铝元素的分布区域存在重合部分,说明氟元素可能通过与这3种元素形成难溶的化合物的方式被固定于沉淀物中。利用CaCO3、水泥组合处理水样后沉淀产物中硅、镁、铝元素的分布集中在钙元素周围,而单独利用水泥处理水样后沉淀产物中硅、镁、铝元素的分布更均匀。硅、镁、铝3种元素主要来自水泥(图7 (b)),这也说明了CaCO3、水泥组合处理下,水泥与水样反应后形成的产物会附着于CaCO3周围,从而可以观察到硅、镁、铝元素分布区域的差异。

    图 7  CaCO3、水泥在处理水样前和用于处理水样后形成的沉淀产物的EDS图谱
    Figure 7.  EDS spectra of used CaCO3 and cement and produced sediments.
    图 8  利用水泥和CaCO3、水泥组合处理水样后形成的沉淀产物的能谱仪面扫描结果
    Figure 8.  EDS surface scan of produced sediments using cement and CaCO3, cement combination

    2) X射线衍射(XRD)。水泥的XRD图谱如图9(a)所示,其主要组成成分为硅酸三钙(Ca3SiO5,C3S)、硅酸二钙(Ca2SiO4,C2S)、CaCO3和铁铝酸四钙(4CaO·Al2O3·Fe2O3)[41]图9 (b)为CaCO3、水泥在处理水样前和用于处理水样后形成的沉淀产物的XRD图谱,图9 (c)为2θ在30°~50°内的放大图谱。除水泥外,3种物质均出现明显的方解石(CaCO3)特征峰,由图9 (c)可以看出,2θ为33.510°和42.008°对应Mg5F2(SiO4)2,2θ为40.816°对应AlF3,2θ为32.341°对应CaF2的存在,这些新出现的衍射峰强度较低。水样本身的氟离子质量浓度较低,使得XRD图谱中含氟化合物的衍射峰信号较弱,但新衍射峰的出现证明了处理后产物中确实产生了含氟化合物沉淀。

    图 9  水泥和CaCO3、水泥在处理水样前后形成的沉淀产物的XRD图谱
    Figure 9.  XRD patterns of cement, CaCO3 and produced sediments

    XRD表征结果表明,无论是CaCO3、水泥单独处理还是组合处理,沉淀产物的主要组分均为CaCO3。硅酸盐矿物易发生碳酸化反应生成CaCO3[42]。对于水泥来说,碳酸化反应的主要过程包括3条路径:1)有水分存在的情况下,水泥中C3S和C2S水化生成Ca(OH)2和C—S—H凝胶[43];2) CO2的吸收和水中CO32−形成;3)化学反应形成CaCO3沉淀[44-45]。Ca2+除了可以由Ca(OH)2提供外,还可以通过C—S—H、钙矾石和未水化的C3S和C2S脱钙提供[44,46]

    氟是非金属中化学性质最活泼的元素,许多金属氟化物易溶于水[47],但F与Ca2+、Mg2+、Al3+反应生成的氟化物难溶于水[3,10,48]。Ca2+与F反应生成溶度积极低的CaF2 (Ksp=2.7 ×10−11)是固定氟的主要途径之一[49]。利用CaCO3处理水样时,氟离子通过形成CaF2被去除(式(1)),该反应涉及CaCO3上CaF2晶体的外延生长,晶体结构中Ca2+的位置不变[50]

    2F-+CaCO3(s)=CaF2(s)+CO32-K1=200 (1)

    利用水泥处理水样时,水样中的氟离子通过与水泥反应形成CaF2、AlF3和Mg5F2(SiO4)2沉淀而被去除。因此,水泥单独处理水样和CaCO3、水泥组合处理水样后沉淀产物的组分是一致的。在使用水化普通硅酸盐水泥吸附氟化物的研究中,吸附后水化普通硅酸盐水泥的主要组分为CaCO3、CaF2 [24]。在使用热活化高铝水泥颗粒吸附氟化物的研究中,吸附后颗粒的XRD图谱出现新衍射峰,表明有AlF3和CaF2生成[25]。以上研究中的XRD表征结果与本研究结果一致。AlF3和CaF2可能源自水泥中金属氧化物的羟基化对水中的F产生了吸附凝聚作用,吸附过程可能为MOH+F=MF+OH(M为Ca、Al等金属元素)[25]

    3)傅立叶变换红外光谱(FT-IR)。通过FT-IR图谱(图10)可对比CaCO3、水泥处理前后沉淀产物的化学键差异。在处理后的沉淀产物中,于3 414 cm−1和1 647 cm−1处出现的新峰可分别对应羟基伸缩振动峰和弯曲振动峰。图10反映了红外光谱局部窄谱图(600~500 cm−1),530 cm−1处出现的新峰可归属于Al—F键的伸缩振动[25,51]。在水泥的红外谱线中917 cm−1和处理后沉淀产物红外谱线中968 cm−1处的峰可归属于SiO44−基团[52];位于710、871、1 403和1 425 cm−1的峰可归属于CaCO3中的CO32−特征吸收峰[53],其中1 403 cm−1、1 425 cm−1处可对应C—O键的伸缩振动;871 cm−1处可对应C-O键的面内弯曲振动;710 cm−1处可对应C—O键的面外弯曲振动[54]

    图 10  CaCO3、水泥在处理水样前和用于处理水样后形成的沉淀产物的FT-IR图谱
    Figure 10.  FT-IR spectra of CaCO3, cement and produced sediments

    根据FT-IR分析,处理后沉淀产物中发现可归属于CaCO3的CO32−特征吸收峰,进一步证实了CaCO3是沉淀产物的主要组分。对比处理前的材料和处理后的沉淀产物的图谱,沉淀产物出现—OH基团可归属于水泥水化反应生成的Ca(OH)2或金属氧化物的羟基化,F相较于OH更具亲核性,在含氟溶液中F可取代OH−[55],这与XRD分析的结果具有一致性。CaCO3、水泥组合处理后的沉淀产物中出现Al—F键,说明金属离子可通过与氟离子发生化学反应形成难溶的金属氟化物而将氟离子固定在沉淀产物中[25]

    1)在实际地表水中较低的初始氟离子质量浓度下,在3种除氟材料中,硅酸盐水泥的除氟效果普遍优于CaCO3和CaCl2,但单独使用该材料时引起的pH升高不可忽视,且水泥的除氟效果没有随着投加量的增加而提升;CaCO3除氟效果较弱,但不会引起水样pH的剧烈变化;CaCl2未表现出除氟作用。组合2种具有除氟效果的材料(CaCO3、水泥)不仅可以实现比单独使用1种材料更高的除氟率,而且对pH的影响更小,有利于应用至地表水除氟中。

    2)投加水泥或CaCO3与水泥的组合材料后,沉淀产物的主要组分均为CaCO3、Mg5F2(SiO4)2、AlF3和CaF2,利用CaCO3、水泥组合处理水样可同时发挥CaCO3对氟离子的置换作用和水泥的化学沉淀作用。化学沉淀法的除氟效果与沉淀颗粒的大小呈正相关, CaCO3、水泥组合处理水样后的沉淀产物粒径大于水泥单独处理后沉淀产物粒径,CaCO3、水泥的组合处理在发挥各自除氟作用的同时促进了沉淀产物的沉降,进一步提升了除氟率。

    3)当水样受到的扰动程度较大时,沉淀颗粒的晶核难以形成,沉淀物溶解度增加,除氟效果减弱。将来利用水泥进行地表水除氟时,应选择对水体扰动较小的材料投加方式,如使用人工方法或机械手段从水面撒施。

  • 图 1  危险废物跨省转移生态补偿框架

    Figure 1.  Ecological compensation framework for cross provincial transfer of hazardous waste

    图 2  2022年4省份危险废物转移量

    Figure 2.  Hazardous waste transfer volume (tons) in four provinces in 2022

    图 3  危险废物跨省转移生态补偿资金缴纳流程和管理程序

    Figure 3.  Payment process and management procedure for ecological compensation funds for hazardous waste transfer across provinces

    表 1  近3年研究区域全省 (市) 节能环保支出

    Table 1.  Energy conservation and environmental protection expenditure of the province (city) in the research area in the past three years 108

    年份 A省 B省 C省 D省
    2022年 203.8 201.2 223.2 280.1
    2021年 212.2 199.1 203.8 338.6
    2020年 180.6 191.2 176.3 373.7
    近3年平均值 198.9 197.2 201.1 330.8
    年份 A省 B省 C省 D省
    2022年 203.8 201.2 223.2 280.1
    2021年 212.2 199.1 203.8 338.6
    2020年 180.6 191.2 176.3 373.7
    近3年平均值 198.9 197.2 201.1 330.8
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    表 2  近3年研究区域危险废物年平均利用处置量

    Table 2.  Annual average utilization and disposal of hazardous waste in the research area in the past three years 104 t

    年份 A省 B省 C省 D省
    2022年 85.4 256.3 503.3 615.0
    2021年 79.0 264.4 391.0 530.0
    2020年 68.2 187.2 376.1 554.1
    近3年平均值 77.5 236.0 423.5 566.4
    年份 A省 B省 C省 D省
    2022年 85.4 256.3 503.3 615.0
    2021年 79.0 264.4 391.0 530.0
    2020年 68.2 187.2 376.1 554.1
    近3年平均值 77.5 236.0 423.5 566.4
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    表 3  每吨危险废物应缴纳的生态补偿资金

    Table 3.  Ecological compensation funds to be paid per ton of hazardous waste

    利用处置方式危险废物利用处置方式系数受偿金/(元·t−1)
    A省B省C省D省
    填埋2.0513.0167.195.0116.8
    焚烧1.2307.8100.357.070.1
    利用1.0256.583.647.558.4
    其他1.0256.583.647.558.4
    利用处置方式危险废物利用处置方式系数受偿金/(元·t−1)
    A省B省C省D省
    填埋2.0513.0167.195.0116.8
    焚烧1.2307.8100.357.070.1
    利用1.0256.583.647.558.4
    其他1.0256.583.647.558.4
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    表 4  2022年应缴纳的危险废物生态补偿资金

    Table 4.  Ecological compensation funds for hazardous waste to be paid in 2022

    移出地 受偿区 填埋 焚烧 利用 其他 总计 总金额
    A省 B省 0 0 3 146 024.99 41 699.68 3 187 724.67 16 327 211.40
    C省 0 12 568.50 5 779 853.52 1 907 781.23 7 700 203.25
    D省 0 0 1 774 319.37 3 664 964.11 5 439 283.48
    B省 A省 0 0 0 0 0 1 379 674.85
    C省 0 0 659 062.03 15 553.40 674 615.43
    D省 0 0 704 621.64 437.78 705 059.42
    C省 A省 0 0.00 0 0 0 12 388 757.12
    D省 0 70.10 1 739 047.46 31 001.03 1 770 118.59
    B省 0 1 456.36 10 572 377.04 44 805.13 10 618 638.53
    D省 A省 0 0 0 0 0 15 198 816.80
    C省 0 0 1 365 083.15 26 628.79 1 391 711.94
    B省 0 0 13 807 104.86 0.00 13 807 104.86
    移出地 受偿区 填埋 焚烧 利用 其他 总计 总金额
    A省 B省 0 0 3 146 024.99 41 699.68 3 187 724.67 16 327 211.40
    C省 0 12 568.50 5 779 853.52 1 907 781.23 7 700 203.25
    D省 0 0 1 774 319.37 3 664 964.11 5 439 283.48
    B省 A省 0 0 0 0 0 1 379 674.85
    C省 0 0 659 062.03 15 553.40 674 615.43
    D省 0 0 704 621.64 437.78 705 059.42
    C省 A省 0 0.00 0 0 0 12 388 757.12
    D省 0 70.10 1 739 047.46 31 001.03 1 770 118.59
    B省 0 1 456.36 10 572 377.04 44 805.13 10 618 638.53
    D省 A省 0 0 0 0 0 15 198 816.80
    C省 0 0 1 365 083.15 26 628.79 1 391 711.94
    B省 0 0 13 807 104.86 0.00 13 807 104.86
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    表 5  2022年应收取的危险废物生态补偿资金

    Table 5.  Ecological compensation funds for hazardous waste to be collected in 2022

    受偿区 移出地 填埋 焚烧 利用 其他 总计 总金额
    B省 A省 0 0 3 146 024.99 41 699.68 3 187 724.67 27 613 468.06
    D省 0 0 13 807 104.86 0.00 13 807 104.86
    C省 0 1 456.36 10 572 377.04 44 805.13 10 618 638.53
    C省 A省 0 12 568.50 5 779 853.52 1 907 781.23 7 700 203.25 9 766 530.62
    B省 0 0 659 062.03 15 553.40 674 615.43
    D省 0 0 1 365 083.15 26 628.79 1 391 711.94
    D省 A省 0 0 1 774 319.37 3 664 964.11 5 439 283.48 7 914 461.49
    B省 0 0 704 621.64 437.78 705 059.42
    C省 0 70.10 1 739 047.46 31 001.03 1 770 118.59
    受偿区 移出地 填埋 焚烧 利用 其他 总计 总金额
    B省 A省 0 0 3 146 024.99 41 699.68 3 187 724.67 27 613 468.06
    D省 0 0 13 807 104.86 0.00 13 807 104.86
    C省 0 1 456.36 10 572 377.04 44 805.13 10 618 638.53
    C省 A省 0 12 568.50 5 779 853.52 1 907 781.23 7 700 203.25 9 766 530.62
    B省 0 0 659 062.03 15 553.40 674 615.43
    D省 0 0 1 365 083.15 26 628.79 1 391 711.94
    D省 A省 0 0 1 774 319.37 3 664 964.11 5 439 283.48 7 914 461.49
    B省 0 0 704 621.64 437.78 705 059.42
    C省 0 70.10 1 739 047.46 31 001.03 1 770 118.59
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出版历程
  • 收稿日期:  2024-05-23
  • 录用日期:  2024-05-23
  • 刊出日期:  2024-09-26
霍慧敏, 陈小宇, 郑洋, 何艺, 韦洪莲, 靳晓勤. 长江三角洲区域部分省市危险废物跨省转移生态补偿机制的构建和分析[J]. 环境工程学报, 2024, 18(9): 2389-2397. doi: 10.12030/j.cjee.202405108
引用本文: 霍慧敏, 陈小宇, 郑洋, 何艺, 韦洪莲, 靳晓勤. 长江三角洲区域部分省市危险废物跨省转移生态补偿机制的构建和分析[J]. 环境工程学报, 2024, 18(9): 2389-2397. doi: 10.12030/j.cjee.202405108
HUO Huimin, CHEN Xiaoyu, ZHENG Yang, He Yi, Wei Honglian, JIN Xiaoqin. Construction and analysis of ecological compensation mechanisms for cross provincial transfer of hazardous waste in some provinces and cities in the Yangtze River Delta region[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(9): 2389-2397. doi: 10.12030/j.cjee.202405108
Citation: HUO Huimin, CHEN Xiaoyu, ZHENG Yang, He Yi, Wei Honglian, JIN Xiaoqin. Construction and analysis of ecological compensation mechanisms for cross provincial transfer of hazardous waste in some provinces and cities in the Yangtze River Delta region[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2024, 18(9): 2389-2397. doi: 10.12030/j.cjee.202405108

长江三角洲区域部分省市危险废物跨省转移生态补偿机制的构建和分析

    通讯作者: 靳晓勤(1988—),男,硕士,高级工程师,jinxiaoqin@meescc.cn
    作者简介: 霍慧敏 (1994—) ,女,硕士,工程师,huohuimin@meescc.cn
  • 生态环境部固体废物与化学品管理技术中心,北京 100029
基金项目:
国家重点研发计划资助项目 (2022YFC3901301)

摘要: 危险废物跨省转移生态补偿是落实生态文明战略的重要举措之一,可有效引导该过程中的生态受益者履行补偿义务,在保证省域环境公平的前提下促进危险废物利用处置行业高质量发展。本研究依托排污权有偿使用制度探索建立市场化危险废物跨省转移生态补偿机制,基于总成本修正模型,核算受偿区生态建设与保护总成本,并引入生态补偿系数、危险废物利用处置系数得出生态补偿资金计算修正公式。长江三角洲区域产生的危险废物具有产业覆盖广、废物结构多、跨省转移量大等特点,对于开展危险废物跨省转移生态补偿机制的研究具有代表性,因此选取了长江三角洲区域4个临近省作为模拟对象,举例计算危险废物跨省转移生态补偿金额,制定了可能的征缴流程。研究结论为危险废物跨省转移生态补偿机制探索与实践提供了新的理论依据,可作为推动经济社会可持续发展的有益补充。

English Abstract

  • 生态保护补偿是指采取财政转移支付或市场交易等方式,对生态保护者因履行生态保护责任所增加的支出和付出的成本,予以适当补偿的激励性制度安排。生态补偿机制最早于2005年党的十六届五中全会《中共中央关于制定国民经济和社会发展第十一个五年规划的建议》[1]提出。党的十八大以来,党中央、国务院高度重视生态补偿机制建设,党的十八大提出了建立资源有偿使用制度和生态补偿制度。中共十八届三中全会提出坚持“谁受益、谁补偿”的原则,完善重点生态功能区的生态补偿机制,推动地区间建立横向生态补偿机制。2015年4月,中共中央、国务院印发的《关于加快推进生态文明建设的意见》[2]和同年9月印发的《生态文明体制改革总体方案》[3]提出了要求探索建立多元化的生态补偿机制,加快形成受益者付费、保护者得到合理补偿的运行机制。2016年3月,中央全面深化改革领导小组第二十二次会议通过《关于健全生态保护补偿机制的意见》[4]。2017年11月,国家发改委在其出台的《关于全面深化价格机制改革的意见》[5]中,进一步要求完善生态补偿的价格机制。2021年9月,中共中央办公厅、国务院办公厅印发了《关于深化生态保护补偿制度改革的意见》[6],进一步落实生态保护权责、调动各方参与生态保护积极性、推进生态文明建设。

    由于我国不同区域人口、产业结构和经济发展水平不同,危险废物的产生种类、数量以及危险废物利用处置能力存在较大差异,对于能力不足的地区,可以通过跨区域合作实现危险废物无害化利用处置[7]。危险废物跨区域转移行为发生的同时会伴随污染转移、环境风险转移、监管责任转移以及邻避效应转移等问题[8],因此,根据“谁收益,谁补偿”的原则,可以引入生态补偿机制,合理选择危险废物移出地相应生态环境利益的获得者,例如产废单位、当地生态环境受益者或能代表受益团体的地方政府等,对危险废物接受地进行补偿。

    生态补偿制度在危险废物环境管理方面的应用与实践还未完善,我国已有部分省份在危险废物跨区域转移生态补偿方面进行了探索实践。如北京市财政局、北京市生态环境局于2020年3月联合印发《北京市危险废物处置生态环境补偿资金管理办法 (试行) 》,将危险废物处置设施分为医疗废物处置设施、飞灰处置设施、其它危险废物处置利用设施3类进行分类补偿,其前提条件为北京市其他工业危险废物种类较少,危险废物以医疗废物和生活垃圾焚烧飞灰为主,而对于区域危险废物种类多、产生量大的情况不适用。贵州省于2023年8月23日发布《贵州省危险废物跨省转入生态保护补偿机制试点方案》[9],规定接受省外危险废物进入贵州省利用处置的危险废物经营单位,在不违反跨省转入条件并自愿缴纳危险废物生态补偿资金后,可适当转入符合条件的危险废物进行利用或水泥窑协同处置,其主要考虑危险废物运输、贮存及利用处置过程中可能发生或次生环境污染事故时所产生的治理费用,而忽略了资源开发成本、大气治理成本及转入地保护生态环境或放弃发展机会的成本等。江苏省南通市于2019年6月印发《南通市生活垃圾及飞灰异地处置生态补偿办法》[10],规定飞灰来源地县 (市) 、区政府应当向飞灰终端处置单位所在地县 (市) 、区政府按照100 元·t-1的价格缴纳环境补偿费,用于扶持处置单位所在区域的经济发展和处置单位周边环境整治、修复、提升、补偿以及市政设施配套、周边关系协调等。北京市、贵州省、南通市进行的危险废物生态补偿实践各有其特点,且所规定的补偿主体、补偿标准、补偿范围等存在特异性。

    综上,现有关于危险废物跨省转移生态补偿在区域危险废物种类多、产量大时,生态补偿如何开展尚不明晰;部分研究仅关注受偿区生态环境保护的直接成本而忽略了因邻避效应等问题造成的间接成本损失。因此,本研究通过应用收入损失模型提出危险废物跨省转移生态补偿资金计算公式,以4个临近省作为模拟对象,举例计算危险废物跨省转移生态补偿金额,制定了可能的征缴流程,以期为我国危险废物跨省转移生态补偿机制的构建提供决策参考。

    • 本研究所假定的危险废物跨省转移生态补偿场景为,转移的危险废物在移出地处置能力充足,但在移入地处置能力基本平衡或不足,此时危险废物的移出者是最主要的受益者,而移入地政府则作为移入地收益团体的代表。围绕“谁补谁,补多少,怎么补”的思路,构建危险废物跨省转移生态补偿框架如图1所示。主要内容包括:①补偿原则的确定:本研究所构建的危险废物跨省转移生态补偿机制是依托排污权有偿使用制度探索建立的市场化交易方式。危险废物跨省转移实行排污权有偿取得,即危险废物跨省转移移出人 (以下简称“移出人”) 在缴纳危险废物跨省转移生态补偿资金后获得向危险废物跨省转移接受地 (以下简称“受偿区”) 转移危险废物的权利。②补偿主客体的识别:基于危险废物流向,移出人应当对受偿区因履行生态保护责任所增加的支出和付出的成本予以适当补偿。③补偿金额的确定:移出人应缴纳的危险废物跨省转移生态补偿资金根据危险废物跨省转移量、补偿系数和利用处置方式计算[11]。④本研究根据危险废物跨省转移工作流程初步设计生态补偿资金征缴流程与管理办法。

    • 当前国内外生态补偿标准的计算方法有支付意愿法、机会成本法、收入损失法、总成本修正模型、费用分析法等[12]。其中,支付意愿法受地区经济水平以及人们意识程度的影响较大,且往往得到补偿标准较低,如不进行细致足量的问卷调查,则可能出现重大偏差[13];机会成本法所计算出来的标准往往会高于补偿者的支付意愿,甚至超出他们的支付能力[14];费用分析法因费用的不确定性和标准的动态变化,使其在具体实施过程中存在技术难度[15]

      总成本修正模型是在收入损失法计算总成本的基础上引入修正系数,对受偿对象生态建设的各项直接成本和间接成本进行修正,使计算模型更科学、公平。如在计算新安江流域生态补偿标准时,刘玉龙等[16]将投入成本分为直接和间接投入两部分:直接投入包括林业建设与保护成本、水土流失治理投入和污染防治投入。间接投入包括发展节水投入、移民安置投入和限制产业发展的损失。水源涵养与生态保护的直接成本与间接成本共同构成了上游地区生态建设与保护的总成本,以此作为生态补偿计算的依据,在进行投入成本分担分析时,引入水量分摊系数、水质修正系数、效益修正系数,计算生态保护的综合效益。

      本研究所构建的危险废物跨省转移处置生态补偿模型基于总成本修正模型,综合考虑危险废物转入地生态建设与保护的各项直接成本 (DC) 和间接成本 (IC) ,同时引入危险废物跨省转移生态补偿系数Kc、危险废物转移处置方式系数 (Km) 进行模型修正,计算危险废物跨省转移生态补偿量。

    • 对于受偿区来说,用于危险废物污染防治及生态环境保护方面的直接成本 (DC) 包括:①危险废物运输、贮存及处置利用过程中因污染防治所支出的治理费用 (EGC,104元);②因危险废物填埋场建设所支出的土地资源开发补偿费用等 (LRC,104元);③危险废物焚烧所支出的年平均大气治理成本 (AGC,104元)。间接成本为因危险废物利用处置设施建设所损失的机会成本 (OC,104元)。

      危险废物运输、贮存及处置利用过程中因污染防治所支出的治理费用 (EGC) 包含发生环境污染事故时所产生的治理费用和正常生产经营过程中支出的环境治理费用。其中,发生环境污染事故时所产生治理费用包括:①清除污染、修复生态环境费用;②生态环境受到损害至修复完成期间服务功能丧失导致的损失;③生态环境功能永久性损害造成的损失等合理费用[17]。具体数据可从省级生态环境损害赔偿制度改革工作领导小组办公室获取。EGC应取近3年受偿区危险废物运输、贮存及处置利用过程中因污染防治所支出的年平均治理费用进行计算。

      根据土地有偿使用制度,国有土地有偿使用的法定方式包括国有土地使用权出让、国有土地租赁、国有土地使用权作价入股。危险废物填埋场建设所支出的土地资源开发补偿费用 (LRC) 可通过危险废物经营单位支付的土地使用权出让金、土地租金、土地使用费或者场地使用费等结合危险废物填埋场占地面积进行核算。同时,还应考虑危险废物经营单位所缴纳的新增建设用地有偿使用费、征地补偿安置费、耕地开垦费等土地资源开发成本。LRC应取近3年受偿区因危险废物填埋场建设所支出的年平均土地资源开发补偿费用进行计算。

      危险废物焚烧过程产生大量烟气,虽经烟气净化设施处理后能够实现达标排放,但也会给受偿区大气环境带来污染,造成不必要的大气治理支出,因此还需补偿受偿区因危险废物焚烧所支出的大气治理成本 (AGC) 。

      间接成本 (IC) 包括受偿区因危险废物利用处置设施建设所损失的机会成本 (OC) 。受偿区因危险废物利用处置设施的建设,可能面临产业发展受限、“邻避效应”等问题,由此造成的财政收入损失、税收损失、就业损失等经济成本也应考虑在内。

      综上,受偿区因危险废物污染防治所支出的生态环境保护总成本:C=DC+IC=EGC+LRC+AGC+OC。

    • 将受偿区因危险废物污染防治所支出的生态环境保护总成本C与近3年受偿区危险废物年平均利用处置量D (104 t) 相除,得出近3年受偿区利用处置单位质量危险废物所付出的生态环境保护成本,即危险废物跨省转移生态补偿系数Kc (元·t−1) ,见式(1)。

      移出人将危险废物跨省转移至受偿区,占据受偿区的环境容量;同时,在受偿区生态建设和保护持续投入的作用下,地区危险废物利用处置能力得以保障。基于这样的危险废物利用处置状况,确定移出人对受偿区生态建设和保护成本按转移量进行的分摊为危险废物跨省转移生态补偿系数Kc (元·t−1) 与危险废物转移量T (t) 的乘积,见式(2)。

    • 在危险废物跨省转移利用处置过程中,不同的利用处置方式对受偿区的环境影响程度也不同,本研究引入危险废物利用处置方式系数Km对受偿区转移量分摊金额进行修正。Km的选取根据不同危险废物利用处置方式对环境的影响程度而得出。如危险废物填埋处置过程,实质上只是暂时隔离和封存,并未消除其危险特性和潜在隐患,会占用移入地的土地资源,同时存在渗滤液污染土壤和地下水的风险[18],因此危险废物若采用填埋处置,应承担较高的分摊系数。危险废物焚烧处置过程对土壤和地下水的危害风险较低,虽焚烧过程产生的残渣、飞灰以及烟气中的烟尘、重金属类、二噁英类等污染物也将给受偿区带来新的环境风险[19],但焚烧过程排气集中且较易管理,尾气达标排放后对大气的污染程度较低,因此危险废物若采用焚烧处置,承担的分摊系数应小于填埋处置。危险废物资源化利用过程能够减少危险废物排放,同时回收能再次利用的物质,降低危险废物对周边环境的危害[20],因此所承担的分摊系数最小,但值得注意的是且若资源化利用后继续产生新的危险废物则应根据新产生危险废物的处置方式重新计算分摊费用。

      基于以上讨论,本研究设置转入受偿区填埋的危险废物Km取2.0,转入受偿区焚烧的危险废物Km取1.2,转入受偿区利用及以其他方式处置的危险废物Km取1.0。

      综上可得,考虑危险废物转移量分摊和利用处置方式修正后移出人对受偿区的生态补偿量如式(3)所示。

      其中,Kc的公式表示为式(4)。

      式中:P为移出人应缴纳的生态补偿资金,元;T为移出人所在地省级生态环境部门批准转移危险废物的重量,t;Kc为生态补偿系数,元·t−1Km为危险废物利用处置方式系数;EGC为近3年受偿区危险废物运输、贮存及处置利用过程中因生态环境保护所支出的年平均治理费用,104 元;LRC为近3年受偿区因危险废物填埋场建设所支出的年平均土地资源开发补偿费用,104 元;AGC为近3年受偿区因危险废物焚烧所支出的年平均大气治理成本,104 元;OC为近3年受偿区因危险废物利用处置设施建设所损失的年平均机会成本,104 元;D为近3年受偿区危险废物年平均利用处置量,104 t。

    • 生态环境保护成本测算是生态补偿机制运行的前提和保障,但由于生态补偿行为主体的多元性和过程的复杂性使得难以按照统一的标准计算生态补偿成本[21]。例如刘玉龙等[16]通过调查收集上游地区生态建设与保护的年各项直接成本构建流域生态建设与保护补偿模型,但调查收集过程具有明显主观性,调查方法的不同也会造成生态环境保护成本测算偏差。同时,从目前我国开展的横向生态补偿上看,生态补偿成本与补偿标准并没有统一的计算方法,大多由补偿双方协商制定,从出台的对口支援补偿标准上看,补偿金额也并非经过公式计算得出,而多是中央政府、补偿方和受偿方3方博弈的结果。

      本研究以各省公布的近3年全省 (市) 生态环保支出及固体废物与化学品支出为依据进行受偿区因危险废物污染防治所支出的生态环境保护总成本 (即公式中EGC+LRC+AGC+OC) 初步计算。根据经验值,危险废物污染防治支出约为全省生态环保支出的1%,其中政府支出和企业支出分别约占0.5%。基于此,本研究以某4个临近省份为例进行受偿区生态环境保护成本计算。

      根据4省份发布的近3年全省 (市) 节能环保支出 (表1) ,计算得出A、B、C、D省年生态环境保护成本 (即EGC+LRC+AGC+OC) 分别为19 886.7、19 716.7、20 110.0、33 080.0×104元。

    • 受偿区危险废物跨省转移生态补偿系数为近3年因危险废物污染防治所支出的年平均生态环境保护总成本 (EGC+LRC+AGC+OC) 与危险废物年平均利用处置量 (D) 的比值。近3年该研究区域危险废物年平均利用处置量 (D) 见表2。根据表1表2,计算得出A、B、C、D省危险废物跨省转移生态补偿系数 (Kc) 分别为256.5、83.6、47.5、58.4元·t−1

    • 由2.3章节可知,危险废物跨省转移时,每吨危险废物应缴纳的生态补偿资金为Kc×Km;代入3.2章节计算结果,得出金额见表3

      根据计算结果,转入A省的危险废物每吨应缴纳的生态补偿资金明显高于其余3省份,这是因为A省生态环境容量有限而造成生态环境保护总成本较高。同时A省危险废物利用处置能力存在结构上的短板[22],近3年危险废物利用处置量偏低,部分类别危险废物依赖跨省转移利用,因此计算结果明显高于其他省份。

      从B、C、D 3省计算结果来看,转入受偿区填埋的危险废物每吨应缴纳95.0~167.1元的生态补偿资金,转入受偿区焚烧的危险废物每吨应缴纳57.0~100.3元的生态补偿资金,转入受偿区利用及以其他方式利用处置的危险废物每吨应缴纳47.5~83.6元生态补偿资金。根据李静等[23]的研究结果,2021年我国危险废物填埋价格为1300~3150元·t−1,焚烧价格为2 500~3 500元·t−1,协同处置价格为2 000~2170元·t−1。基于表3,本研究所计算得出的危险废物跨省转移生态补偿资金占危废处置费用的比例为:填埋3.0%~12.9%、焚烧1.6%~2.9%、协同处置2.2%~4.2%。

    • 以市场化交易方式进行生态补偿时,移出人应缴纳的危险废物跨省转移生态补偿资金为每吨危险废物应缴纳的生态补偿资金与移出量的乘积。资金缴纳形式可以依托国家危险废物信息管理系统,在危险废物跨省转移申请批准后依据危险废物拟移出量、拟利用处置方式等缴纳生态补偿资金。

      当前,我国部分省份危险废物利用处置设施存在“吃不饱”或“吃不完”等结构性失衡现象,省份间危险废物利用处置能力存在差距[24]。基于强化跨区域合作、开展区域联防联治等危险废物环境管理政策,各省份在转出危险废物的同时,也能成为危险废物接受地,既是危险废物生态补偿机制中的补偿主体也是补偿客体。为便于4省份间了解掌握全年危险废物生态补偿资金总额,本研究基于2022年4省份间危险废物转移总量 (图2) ,计算2022年4省需缴纳、应收取的危险废物生态补偿资金,如表4表5所示。

      综上,经试算2022年A、B、C、D省需缴纳的危险废物生态补偿资金分别为1 632.7、138.0、1 238.9、1 519.9万元;应收取的补偿资金分别为0、2 761.3、791.4、976.7万元。

    • 本研究基于《危险废物转移管理办法》规定的危险废物跨省转移管理程序设计生态补偿资金缴纳流程(图3)。主要内容如下:1) 移出人应当通过国家危险废物信息管理系统 (以下简称信息系统) 填写危险废物跨省转移申请表,向危险废物移出地省级生态环境主管部门提出申请;2) 危险废物移出地省级生态环境主管部门初步审核同意移出的,通过信息系统向受偿区省级生态环境主管部门发出跨省转移商请函;3) 受偿区省级生态环境主管部门同意接受的,应通过信息系统函复移出地省级生态环境主管部门同意接受的意见。函复意见中应载明根据批准跨省转移危险废物的决定中批准的拟移出量、拟利用处置方式;4) 跨省转移危险废物的申请经批准后,移出人应当按照批准跨省转移危险废物的决定填写、运行危险废物转移联单,实施危险废物转移活动;5) 移出人缴纳危险废物跨省转移生态补偿资金的义务发生时间为发生转移危险废物活动的当日。危险废物跨省转移生态补偿资金按月计算,按季申报缴纳。移出人应当自季度终了之日起15日内,向受偿区税务部门办理申报并缴纳。

      受偿区发展改革、生态环境、财政、税务等主管部门应按照各自职能负责危险废物跨省转移生态补偿征收标准的制定、征收资金核定、经费保障以及征收管理等工作,如应根据本省情况,及时核算和公布本省危险废物跨省转移生态补偿系数 (Kc) 、利用处置方式系数 (Km) ,明确外省转入危险废物生态补偿资金缴纳形式等。受偿区可根据属地实际情况,积极探索将危险废物跨省转移生态补偿资金按照政府非税收入纳入财政预算、环保基金、中华慈善基金等多种方式管理、使用和市场化运作。

    • 本研究基于相关法规政策,提出构建多省市间跨省转移生态补偿机制的必要性。以长江三角洲区域4个邻近省为例,通过搜集相关环保数据,应用收入损失模型,计算其危险废物跨省转移生态补偿标准,并对具体的征缴流程进行详细的方案制定,提高了实施的可能性。

      开展多省市危险废物跨省转移生态补偿机制是大势所趋,需要建立和完善相关法律法规,科学界定保护者与受益者权利义务,合理制定补偿标准,加快形成受益者付费、保护者得到合理补偿的运行机制。破除跨区域合作的行政壁垒,应因地制宜建立强适应性的生态补偿体系,以政府为主导,发挥政府和市场的双重机制作用,不断培育市场主体,尽快健全市场化、多元化生态保护补偿机制,保证生态补偿机制的持续稳定运行。按照权责一致、分类分级的方式开展,做好各类型、各层级生态保护补偿政策的衔接配合,形成共同推动生态保护工作的合力。另外,还应强化信息公开,鼓励公众积极参与监督,消除公众顾虑,建立良好互信。

    参考文献 (24)

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