电石法聚氯乙烯行业履约的成本效益分析

昌敦虎,张泽阳,周 继,马 中,王祖光

电石法聚氯乙烯行业履约的成本效益分析

昌敦虎1,张泽阳1,周 继1,马 中1,王祖光2*

(1.中国人民大学环境学院,北京 100872；2.生态环境部对外合作与交流中心,北京 100035)

构建汞物质平衡模型以识别高汞触媒及低汞触媒电石法聚氯乙烯(CCPVC)企业中汞的产生、转化和排放过程.进一步针对典型企业开展成本效益分析,比较通过低汞触媒替代来履行《关于汞的水俣公约》要求的各种方案.结果表明,案例企业将在履约的情况下,使废气和废水汞排放量分别减少25%和85.7%～98.9%,净效益增加50.7%～55.4%.案例企业最有利的选择将是在厂内回收废触媒并改进汞减排设施,但含汞固体废物的环境风险不可忽视.原因是《关于汞的水俣公约》侧重于CCPVC行业的汞输入而非汞排放.此外,目前的汞环境税率低于最优税率,无法为CCPVC企业提供足够的激励以控制汞排放.因此,为了提高《关于汞的水俣公约》的政策效力,有必要推动我国CCPVC行业汞物质平衡的构建,加强对含汞固体废物堆存的监管力度,提高汞排放的环境税率,并将所含的环境风险物质量作为固体废物的计税依据.

《关于汞的水俣公约》；电石法聚氯乙烯生产；汞物质平衡模型；成本效益分析；环境税

汞是一种难降解的持久性污染物[1],汞暴露产生的健康及环境风险受到广泛关注[2-4].在大规模工业活动的驱动下,我国已成为全球最大的人为源大气汞排放国[5].作为全球唯一采用电石法聚氯乙烯(CCPVC)生产技术的国家,该行业用汞量占我国用汞总量的60%以上[6].2017年,我国氯乙烯单体总产能达到2403万t,其中80%来自CCPVC[7].CCPVC的生产工艺是将电石水解生成的乙炔与氯化氢在温度100～180℃下经汞触媒作用在转化器中生成氯乙烯单体,进而能够在温度48～62℃下进一步聚合生成PVC.汞触媒由氯化汞和活性炭组成,分为高汞触媒和低汞触媒,是汞污染的主要来源.因此,我国长期以来一直关注CCPVC生产中汞的输入及其污染效应[8].《关于汞的水俣公约》(以下简称“《公约》”)自2017年8月16日起在我国正式生效,明确规定到2020年CCPVC行业单位PVC产量的汞使用量要比2010年下降50%,同时无汞触媒在技术与经济可行后5a内替代含汞触媒.鉴于无汞触媒技术尚处于试验阶段,本文主要分析汞触媒使用的经济影响.

传统的汞污染研究中,学者通常将经济分析与环境评价相结合,评估其排放的社会成本和减排的社会效益[9-10].在企业层面,聚焦于汞污染的经济学研究普遍与污染物减排联系紧密,涉及减排成本[11]、最佳可行技术[12]和工艺流程[13].鉴于汞污染物的削减并不是货币化的有形效益,这些研究主要开展成本有效性分析[14].

综上,汞污染领域的经济学研究主要关注环境可接受性,较少将其与经济可行性结合起来.对于《公约》的实施效果而言,经济可行性决定了企业采取的具体应对措施,进而导致差异化的汞排放结果.而成本有效性分析忽略了企业开展技术改进或管理创新的潜在效益,无法准确评估《公约》的实际影响.此外,现有探究《公约》实施效果的研究较少考虑其他相关政策的影响.因此,本文采用成本效益分析法将企业履行《公约》后的汞排放、减排和回收货币化,通过比较不同应对方式的净效益探究企业的最优选择,同时对各情景下的净效益与相应的气态、液态和固态汞排放进行分析,识别出《公约》的环境影响;而后引入环境税、产品价格和产能利用率的影响,探究环境税在汞污染控制中发挥的作用,为我国CCPVC行业的汞污染控制提供政策建议.

1 研究方法

1.1 物质平衡模型

物质平衡模型通常被用于识别目标污染物或元素的产生、转化和排放过程[15-17].本文以某典型CCPVC企业为例,分别构建了使用高汞触媒和低汞触媒进行生产的汞物质平衡模型,并揭示了每个关键节点汞的产生、削减、排放和回收之间的关系.汞污染物主要以废汞触媒(包括废活性炭)、含汞废水/酸/碱和含汞废气的形式存在.其中,废汞触媒(包括废活性炭)可以由企业在厂内自行回收,也可以委托具备资质的第三方企业回收再利用,而含汞废水/酸/碱和含汞废气则由企业自身处理.其中,含汞废气治理的技术改进空间不大,而汞污染处理设施改进则有助于提高液态汞的处理率和固体废物中的汞回收率.汞物质平衡模型为下一步的成本效益分析提供了物质流基础.

1.2 情景分析

基于《公约》要求,本文将基准年份设定为2010年,履行《公约》年份为2020年.基于实地调研结果,案例企业在利用电石制备乙炔时使用干法工艺,相较于湿法工艺具有耗水量低和电石渣利于存储、运输及应用的优势[18].2010年,案例企业使用高汞触媒进行生产并将废汞触媒(包括废活性炭)转移至专门企业进行厂外回收,因此基准情景为:使用高汞触媒&废汞触媒厂外回收.

案例企业在基准情景中的汞物质平衡模型如图1(a)所示.进入废汞触媒和废活性炭的汞比例最大,占汞输入总量的76%.由废汞触媒和废活性炭组成的固体废物可堆存处理或对其中的汞进行回收再利用.处理含汞废水/酸/碱时,通过吸收塔对氯化氢进行回收再利用;液态汞从处理后的废水、废碱液和废酸液混合物中排出,占汞输入总量的0.23%;副产品HgS在厂内或厂外回收.以废气形式排放的汞不超过汞输入总量的1%.

汞触媒是汞进入CCPVC生产过程的唯一途径.低汞触媒的氯化汞含量远低于高汞触媒[19],且使用技术的改进可大幅度降低对汞的依赖[20].为履行《公约》要求,原环境保护部于2011年发布《关于加强电石法生产聚氯乙烯及相关行业汞污染防治工作的通知》(环发〔2011〕4号),规定2015年底前全行业100%采用低汞触媒生产技术[21].因此,2010～2020年间,案例企业面临以下变化:

(1)虽然生产工艺未发生根本改变,但案例企业于2015年后使用低汞触媒替代高汞触媒,意味着生产成本增加.为节约成本,企业须在厂内自行回收汞和委托第三方处置含汞固体废物并回收汞之间做出选择.

(2)企业可根据污染削减和汞回收目标选择治理技术.含汞废水/酸/碱处理设施改进可使除汞率由99%提高至99.9%,并增加以污泥形式进入固体废物中的汞及其回收量.固体废物中的汞回收率在80%～99%之间.

案例企业在2020年履行《公约》时可采取不同应对方式,并产生如下情景:

情景A:使用低汞触媒&废汞触媒厂外回收&汞污染处理设施无改进.

情景B:使用低汞触媒&废汞触媒厂外回收&汞污染处理设施有改进.

情景C:使用低汞触媒&废汞触媒厂内回收&汞污染处理设施无改进.

情景D:使用低汞触媒&废汞触媒厂内回收&汞污染处理设施有改进.

案例CCPVC企业在情景A和B中的汞物质平衡模型如图1(b)所示.相较于基准情景,由于生产工艺改进,更高比例的汞进入废汞触媒(包括废活性炭),而更低比例的汞进入废水/酸/碱.情景A和B中,分别有汞输入总量的98.95%和98.995%以废汞触媒的形式被转移至厂外回收.由于汞污染处理设施的改进,情景B中废水/酸/碱中排放的汞含量仅为情景A中的10%.

不同于情景A和B,情景C和D均会产生废汞触媒(包括废活性炭)堆存,如图1(c)所示.汞污染处理设施的改进使情景D中仅汞输入总量的0.895%进入废汞触媒,而98.1%得以回收再利用;情景C中汞输入总量的18.75%进入废汞触媒,仅80.2%被回收再利用.厂内回收使情景C和D中企业外购的汞触媒量分别降至原本的1.9%和19.8%.

1.3 成本效益分析

1.3.1 分析框架 成本效益分析已广泛应用于重金属污染防治研究中[3,22].《公约》的有效性可以定义为生态系统完整性和人类健康改善[23],但本文主要关注《公约》的汞削减要求对CCPVC行业的影响.事实上,成本效益分析通常被用于探究环境友好型工艺流程的可持续性[24]或比较污染物控制技术方案的优劣[25].

图2 CCPVC企业履行《关于汞的水俣公约》的成本效益分析框架

如图2所示,成本效益分析分别针对PVC生产和汞污染处理.PVC生产效益指PVC销售收入,汞污染处理效益则来自汞和氯化氢的回收.除含汞固体废物的厂外处理回收成本支付给第三方外,所有PVC生产和汞污染处理的成本均为投资和运行成本.其中,投资成本以20a为折旧期分摊至各年,而汞污染处理成本则涵盖废气、废水和固体废物中的汞处理及回收.基准情景数据来源于企业在2010年的实际生产情况,2020年情景A、B、C、D的数据系企业根据历史经验、应用低汞触媒生产现状和未来发展计划合理预测得到.

1.3.2 成本 PVC生产成本可以由式(1)表示:

式中:P为PVC生产的总成本,万元;PI为PVC生产的投资成本,万元;PO为PVC生产的运行成本,万元.由于2020年仍处于案例企业生产设施的折旧期间,因此2020年的PI和PO包括现有设施的折旧成本和潜在的改进成本.

汞污染处理成本由式(2)计算得出:

式中:A为汞污染处理的总成本,万元;AI、WI、SI分别为废气汞处理、废水汞处理和回收、厂内固体废物汞处理和回收的投资成本,万元;AO、WO、SO分别为上述3种形态的汞处理和回收的运行成本,万元;SR为将固体废物转移至厂外处理回收汞所支付的成本,万元.

综上,可以得到企业总成本,如式(3)所示:

式中:TOTAL为企业的总成本,万元.

1.3.3 效益 PVC生产效益为PVC产品的销售收入,如式(4)所示:

式中:P为PVC生产的总效益,万元;PVC为PVC销售收入,万元.

来源于回收的汞污染处理效益的计算公式为:

式中:A为汞污染处理的总效益,万元;Hg和HCl分别为回收汞和氯化氢并再利用的效益,万元.在情景A和B中,A为0.在情景C和D中,Hg由回收再利用的汞对应的低汞触媒市场价值减去为此额外购买活性炭的费用得到,HCl表示回收氯化氢的市场价值.

综上,得到企业总效益,如式(6)所示:

式中:TOTAL为企业的总效益,万元.

1.3.4 净效益 为剔除通货膨胀影响,将成本和效益数据均调整至2015年价格水平计算[26].

PVC生产的净效益如式(7)所示:

式中:NPVP为PVC生产的净效益,万元.

汞污染处理的净效益如式(8)所示:

式中:NPV为汞污染处理的净效益,万元.

综上,企业的总净效益为:

式中:NPVTOTAL为企业的总净效益,万元.

各情景下案例企业的成本构成、效益构成、汞污染处理主体和汞污染处理(回收)率如表1所示.

表1 案例企业在各情景下的成本、效益和汞污染处理情况

1.3.5 成本和效益的变化 案例企业的基本信息如下所示:

(1)2010年的PVC产量为37.2万t/a,预计2020年达到49.5万t/a.

(2)如表2所示,应《公约》要求,在2010～2020年间,汞输入量从0.1068kg/t PVC降至0.0534kg/t PVC.

表2 我国CCPVC生产的汞触媒投入

注:数据来源于实地调研.

(3)2010年,由于使用高汞触媒,单位废汞触媒的汞含量高,案例企业将其转移至第三方回收再利用企业可获得收入,即SR为负.低汞触媒替代后,单位废汞触媒的汞含量降低,仅为相同质量废高汞触媒汞含量的68.6%.因此,案例企业需向第三方回收再利用企业支付费用,此时SR为正.

(4)表3显示2020年的成本和效益相对于2010年的变化,其影响因素包括产能扩大、废汞触媒含汞量降低、废汞触媒处置方式改变(厂外回收→厂内回收)、汞污染处理设施改进四方面.2020年各情景中,产能扩大导致PI、PO和P均增加,AI、AO、WI和WO也相应提高.由于废汞触媒厂内回收,情景C和情景D中SR为0,同时产生了SI、SO、Hg和HCl.汞污染处理设施改进使情景B中的WI和WO进一步增加,也使情景D中的SI、SO、Hg和HCl均进一步增加.

表3 案例企业2020年成本和效益相对于2010年的变化

从研究对象选取的科学性来看,首先,就产量而言,2017年我国PVC行业的平均产量为32万t/a[7],说明案例企业产量属于该行业中的典型产量.其次,就用汞量而言,根据原环境保护部编制的《2012年电石法生产聚氯乙烯及相关行业汞污染防治情况检查报告》,2010年我国CCPVC行业单位PVC产量的用汞量均值为0.0966kg/t PVC,与案例企业接近.最后,就生产技术而言,案例企业采用CCPVC行业近年来逐渐成熟的干法乙炔生产工艺和典型的氯乙烯单体及PVC合成工艺,并应用主流的汞污染防治技术.因此,案例企业的代表性较强.

2 结果与分析

2.1 汞平衡

图3 案例企业在各情景下的汞平衡结果

如图3所示,相较于基准情景,2020年履行《公约》使废气中的汞排放量减少25%,废水/酸/碱中的汞排放量减少85.7%～98.9%.2020年各情景相比,汞污染处理设施改进使废水/酸/碱的汞排放量减少约90%.虽然情景C和情景D中汞的回收率分别高达80.2%和98.1%,但废触媒堆存的汞含量分别达到4.969和0.248t/a,由此产生的环境风险不容忽视.

2.2 净效益

由表4可知,由于低汞触媒替代高汞触媒,案例企业2020年的净效益比2010年增加50.7%～ 55.4%.2020年各情景中,情景D的净效益最大,为10.48亿元,表明积极的废汞触媒回收再利用以及汞污染处理设施改进具有经济合理性,也是案例企业的理性选择.比较情景A和B发现,仅改进汞污染处理设施不足以获得更高利润.然而,进一步比较情景C和D可知,改进汞污染处理设施以提高废汞触媒中汞的回收率,可弥补成本甚至产生净效益.需要说明,案例企业盈利仍主要来自PVC生产,汞污染处理产生的净效益在总净效益中占比很小.即使在情景D中,PVC生产的净效益对总净效益的贡献也高达97.6%.由于产品价格对生产效益影响显著,当PVC产品市场价格降低时,汞污染处理的净效益将逐步凸显.

比较情景C、D与情景A、B可知,通过厂内回收废汞触媒,企业将获得比委托第三方处置废汞触媒更高的汞污染处理净效益.

表4 案例企业成本效益分析结果(百万元,以2015年为基年进行价格调整)

污染物排放强度的概念通常在地区[27]或工业部门[28]层面发挥平衡经济和环境污染的作用.基于此,本文将汞输入和汞排放分别与净效益进行比较,并提出汞的输入强度和排放强度.

(1)汞输入强度

定义汞输入强度为单位总净效益的汞输入量,如式(10)所示:

式中:Hg为汞输入强度,kg/万元;Hginput为汞总输入量,kg.

(2)汞排放强度

定义汞排放强度为单位总净效益的汞排放量或堆存量,其计算公式为:

式中:EIHg-gaseous、EIHg-liquid、EIHg-stockpiling分别为气态汞、液态汞和堆存汞的汞排放强度,kg/万元;EIHg为总汞排放强度,kg/万元;Hggaseous、Hgliquid、Hgstockpiling分别为废气中的汞排放量、废水中的汞排放量和固体废物堆存中的汞排放量,kg.

根据表5,各情景中,情景D的汞输入强度最低,表明汞污染处理设施改进及废汞触媒厂内回收提高了案例企业的生产效率.此外,情景D的气态汞排放强度和液态汞排放强度也最低,表明汞回收利用对于控制废气和废水中的汞排放具有最高的经济效率.然而,从总汞排放强度来看,尽管情景D的总汞排放强度虽然仅为情景C的5.03%,但却达到情景A的14.3倍和情景B的60.2倍.从汞输入强度和总汞排放强度之间的矛盾可以推断, CCPVC行业的汞污染控制主要是汞输入限制,而非汞排放限制.同时,情景D和C中占比高达98.4%和99.7%的堆存汞排放强度表明,厂内自行回收汞时应特别注意废汞触媒堆存的环境风险防范.需要说明,废汞触媒厂外堆存和厂内堆存产生的环境风险可能存在差异.一方面,鉴于废汞触媒属于危险废物,而危险废物处置具有技术复合性强和门槛高的特点[29],第三方企业较CCPVC企业在废汞触媒回收的专业性和规模经济性上存在优势.另一方面,考虑到废汞触媒在运输过程中可能发生泄漏,对环境和受体造成直接危害[30],厂内自行回收废汞触媒具有环境风险点少和环境风险可控性强的优势.因此,为避免对汞污染排放测算的不确定性,本文的研究对象限定于案例企业内部,不考虑基准情景、情景A和情景B中第三方企业的含汞固体废物堆存.

表5 案例企业的汞输入强度和汞排放强度(g/百万元)

在情景D的基础上不断提高汞的回收利用率,最终将使汞污染处理的边际成本超过边际效益,说明汞回收率存在极限.就CCPVC行业而言,我国目前通过限制汞输入强度和设定汞污染排放标准落实《公约》要求.但只要这些命令控制型手段允许汞排放,就必然产生一定程度的汞污染.鉴于汞可能是一种缺乏可确定允许排放总量的非阈值污染物[31],降低汞环境风险及其外部成本的最可行方案应当是尽可能地减少汞的排放或堆存,从而凸显经济激励型手段的重要性.

3 讨论

3.1 外部环境成本

我国控制汞污染的主要市场工具是环境税,分别对废气、废水和固体废物中的汞排放设定税率,含汞固体废物执行危险废物的税率.2018年《中华人民共和国环境保护税法》施行,2020年执行的环境税率较2010年有所调整,如表6所示.案例企业为汞支付的环境税占总净效益的百分比不超过0.13%,可见外部环境成本可承受.需要说明,由于在情景A和B中,案例企业将废汞触媒委托第三方企业处置,因此第三方企业将使环境税含在案例企业支付的委托处置费用中.根据调研可知,案例企业向第三方企业缴纳的委托处置费用标准与环境税率相同,均为1000元/t固体废物.

表6 案例企业汞排放的环境税

尽管废气和废水中汞的环境税率在2010～2020年间提高了4倍,但汞排放量的大幅减少导致情景A和B的总环境税反而比基准情景少.从情景A到情景B,边际汞污染处理成本为106万元,但不存在边际效益,这表明汞环境税率应至少提高13.25倍,从而为废汞触媒厂外回收情景下进一步降低废气和废水汞排放提供激励.就废汞触媒厂内回收而言,从情景C到情景D,边际汞污染处理成本为332万元,即便加上总环境税后提高至462万元,也低于764万元的边际汞污染处理效益.该结果表明,案例企业目前的汞排放量超过了最优排放水平.根据最优税率和实际税率的比较[32],总环境税需要增加432万元,从而使边际效益等于边际成本,意味着汞环境税率应在当前水平的基础上增加3.32倍,如表7所示.如果考虑超过有害污染物控制成本的未量化效益[33],则最优环境税率应进一步提高.

表7 汞排放的环境税率调整(情景C、D)

由于废气和废水中汞的最优环境税率低于政策规定的上限,提高这两项汞环境税率以激励实现最优排放水平是可行的.然而,如果将废汞触媒的环境税率提高至最优水平(超过税率上限),就需要修订环境保护税政策.

此外,情景C中固体废物中单位汞的环境税为246元/kg汞,远低于情景D中的4919元/kg汞.导致该巨大差异的原因,是环境税率基于固体废物自身重量而非其中关键污染物的重量设定.长期以来对固体废物(包括危险废物)按量计征的环境税[34]会导致废汞触媒的环境风险控制存在不确定性.为纠正这一扭曲,应将固体废物中所含有害物质的重量而非其自身重量界定为税基.

3.2 市场不确定性

已有学者研究发现工业产品价格同经营绩效及环境绩效挂钩[35].本文采用敏感性分析方法[36]探究市场不确定性对案例企业总净效益的影响.本研究中,与效益直接挂钩的市场因素包括PVC、汞和氯化氢的市场价格.以2015年价格水平计量,2015～ 2020年间,PVC市场价格谷值为4632元/t,峰值为7311元/t,当前价格为6500元/t.由于汞和氯化氢市场价格变动对总净收益影响偏小,带来的总净效益变化幅度仅为-10.28%～+1.99%,本文聚焦于PVC市场价格变化产生的影响.以当前市场价格下的计算结果为基础,在PVC价格谷值,案例企业总净效益降至9.02%～11.80%;而在PVC价格峰值,总净效益提高至1.38～1.40倍,如图4所示.因此,PVC产品市场价格及其近期波动特征对净效益产生显著影响.

在情景C和D中,随着PVC市场价格降至谷值,案例企业汞污染处理净效益占总净效益的比例分别由1.97%和2.38%提高至17.24%和20.13%,表明汞回收对CCPVC行业盈利的贡献增加.当PVC价格降至谷值之下,达到4480元/t时,汞污染处理净效益将等于PVC生产净效益,企业实施废汞触媒厂内回收的意愿相应增强.此外,随着PVC市场价格触底,总环境税占总净效益的比例将提高至当前的8.5～ 11.1倍.然而,由于边际治理成本和边际效益不受影响,PVC价格波动并不影响环境税对汞污染物减排的作用.

图4 PVC市场价格对案例企业总净效益的影响

数据来源于实地调研

3.3 产能利用率不确定性

我国CCPVC行业的产能利用率存在明显年际波动,如图5所示.2009年产能利用率最低,为51.43%.近年来,在房地产行业迅速发展及城镇基础设施建设带动下,下游市场需求逐年增长,PVC市场供过于求和CCPVC行业产能过剩状况明显改善[37],促使CCPVC行业产能利用率呈波动上升态势,且2014年来保持在68%以上,2016年达到峰值74.08%.

产能利用率变化导致案例企业生产和汞污染处理的运行成本以及效益发生变化,而投资成本不变.如表8所示,当产能利用率为74.08%时,各情景下的总净效益降至最初的72%;而当产能利用率为51.43%时,总净效益则降至最初的48%.该结果表明运行成本和效益对总净效益的影响大于投资成本.此外,随产能利用率下降,汞污染处理净效益的降幅远大于PVC生产净效益的降幅,其原因为运行成本为PVC生产总成本的主要构成,而投资成本在汞污染处理总成本中占较大比例.

图5 2008～2018年我国CCPVC行业产能利用率

数据来源于实地调研

表8 不同产能利用率下的成本效益分析结果(百万元,以2015年为基年进行价格调整)

随着产能利用率下降,情景C与情景D的总净效益差距显著缩小,边际汞污染处理成本和边际汞污染处理效益的差距也大幅缩小.当产能利用率分别为100%、74.08%和51.43%时,情景D中汞污染处理净效益占总净效益的百分比依次为2.38%、2.09%和1.57%.因此,较高的产能利用率有助于激励企业实施废汞触媒厂内回收.

当情景D的产能利用率降至51.43%时,总环境税降至67万元.边际汞污染处理效益依旧比边际汞污染处理成本高115万元,最优环境税率是当前水平的1.72倍,但仍不足以激励汞污染物进一步减排.

未来,预计全球PVC产能随建筑产品需求的增加而提高[38].尽管中国的工业和建筑业因新冠疫情影响暂时放缓增速[39],但也导致塑料产品的需求和用量增加[40].可见,我国CCPVC行业产能利用率趋于保持在相对较高水平,有利于鼓励废汞触媒厂内回收,但对汞污染控制影响不大.

4 结语

4.1 成本效益分析结果表明,低汞触媒替代显著降低了废水和废气汞排放量.CCPVC企业履行《公约》的最优方式为厂内回收废汞触媒并改进汞污染处理设施.然而该情景下,以固体废物形式堆存的汞显著增加,产生较高环境风险.该结果反映出《公约》在控制CCPVC行业汞排放上的缺陷,即侧重汞的输入而非排放.因此,应推动CCPVC行业构建汞物质平衡,并加强对含汞固体废物堆存的监管.

4.2 鉴于汞的高环境风险,对其征收环境税的目的是尽可能减少其排放.然而,即使市场和生产因素发生大幅波动,当前汞环境税率也低于最优水平.为形成有效的汞减排激励,有必要提高汞环境税率.由于含汞固体废物的最优环境税率超出了法律规定的上限,可考虑取消该上限.

4.3 现行环境税以固体废物量为税基,忽略了因固体废物中汞含量不同而形成的环境风险差异,阻碍汞回收率进一步提高.为提高企业回收汞的主动性,将汞排放的外部环境成本完全内部化,应基于所含环境风险物质量对固体废物征收环境税.

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Cost benefit analysis of implementation of Minamata Convention on Mercury in calcium carbide process polyvinyl chloride industry.

CHANG Dun-hu1, ZHANG Ze-yang1, ZHOU Ji1, MA Zhong1, WANG Zu-guang2*

(1.School of Environment and Natural Resources, Renmin University of China, Beijing 100872, China；2.Foreign Environmental Cooperation Center, Ministry of Ecology and Environment, Beijing 100035, China)., 2022,42(6)：2931～2941

Mercury mass balance has been modelled for the calcium carbide process polyvinyl chloride (CCPVC) production with high-mercury catalyst and low-mercury catalyst respectively to identify the generation, transformation and emission of mercury. Further, cost benefit analysis has been conducted to compare the different responses of a typical enterprise to meet the requirements of the Minamata Convention on Mercury by low-mercury catalyst substitution. The case enterprise will reduce atmospheric and wastewater mercury emissions by 25% and 85.7%～98.9% respectively with the convention compliance, with the net benefits increasing by 50.7%～55.4%. The most profitable option for the case enterprise will be recycling waste catalyst inside plant and improving mercury abatement facilities, but the environmental risks from mercury-bearing solid waste are non-negligible. The reason is that the Minamata Convention on Mercury focuses on the input rather than emission of mercury in CCPVC industry. In addition, the current environmental tax rate on mercury is below the optimal level, indicating the insufficient incentives for the CCPVC enterprises to control mercury emissions. In order to improve the effectiveness of the Minamata Convention on Mercury, it is necessary to promote building mercury mass balance in China’s CCPVC industry, strengthen the supervision of mercury-bearing solid waste stockpiles, raise the environmental tax rate levied on mercury emissions, and take the amount of environmental risk substances as the tax basis for solid wastes.

Minamata Convention on Mercury；calcium carbide process polyvinyl chloride production；mercury mass balance model；cost benefit analysis；environmental tax

X196

A

1000-6923(2022)06-2931-11

昌敦虎(1977-),男,湖北武汉人,副教授,博士,主要从事环境经济与管理研究.发表论文50余篇.

2021-10-25

北京市社会科学基金资助重大项目(20ZDA04)

* 责任作者, 博士, wangzuguangfeco@163.com