城市生活垃圾焚烧社会成本评估方法与应用

宋国君 孙月阳 赵畅 刘帅 王颖

摘要中国缺乏生活垃圾管理成本核算，各类隐性补贴使生活垃圾焚烧社会成本被低估。本文将这一成本界定为社会因生活垃圾焚烧而承担的，以市场价核算的成本。基于生命周期评价（LCA）框架建立了城市生活垃圾焚烧社会成本核算方法，将该成本分为补贴项目与外部成本。前者包括固定成本、可变成本、税收减免，采用直接成本法、机会成本法、比较法计算；后者采用美国加州环保局热点分析计划建立的暴露途径分析方法，利用空气扩散模型（AERMOD）、空气扩散与风险评估工具（ADMRT）、“工资—风险”法计算二口恶英致癌健康损失。基于北京市运营的3座生活垃圾焚烧处理厂运营数据、排放参数、地形与气象参数对成本进行评估，结果表明：2015年北京市生活垃圾焚烧社会成本20.4亿元，相当于1 088.5元/t；其中，补贴项目占比30%，相当于324.5元/t，健康损失占比70%，相当于752.8元/t；垃圾处理费和电价补贴分别占补贴项目的50.2%、20%，是焚烧厂的主要收入；生活垃圾管理“收集—转运—焚烧”全过程社会成本为42.2亿元，相当于2 253元/t，远高于40—300元/t的处理费标准。生活垃圾焚烧代价巨大但被隐蔽，又缺乏专门的危险空气污染物排放标准与健康风险评估，垃圾焚烧社会成本存在失控风险。建议：建立生活垃圾管理社会成本核算准则，实现成本显性化；明确生活垃圾管理社会成本降低目标，以强制源头分类、计量收费政策降低垃圾清运量、焚烧量；建立危险空气污染物定量风险评估制度，实施二口恶英减排。

关键词生活垃圾；焚烧；社会成本；健康损失

中图分类号F299.23文献标识码A文章编号1002-2104（2017）08-0017-11DOI：10.12062/cpre.20170413

生活垃圾焚烧社会成本是社会因生活垃圾焚烧而承担的，以市场价核算的成本，包括生活垃圾管理在焚烧处理环节的内部成本与外部成本。这一成本的核算、评估是考察焚烧作为一种处理方式是否经济的重要指标，也是生活垃圾管理费全成本定价的基础。但目前我国城市政府没有公开的生活垃圾管理成本专项核算，生活垃圾管理社会成本犹如黑箱。焚烧处理成本以各类补贴的方式支付，焚烧社会成本被低估。在生活垃圾管理先进的国家和地区，生活垃圾管理的成本调查、统计、信息公开已成型，如日本有面向市町村的《一般废弃物会计准则》[1]，对废弃物管理成本及资金来源进行统计与公示[2]，统计结果被用来确定废弃物处理费的收费标准[3]，进行处理评估[4]；我国台湾省每年进行废弃物处理支出调查统计[5]，其一般废弃物处理费为“变动费用制”，收费标准依据废弃物清除处理成本[6-7]。研究方面，生命周期评价（LCA）是成本研究的基本框架，成本涵盖收集[8]、运输[9]、机械筛分、衍生燃料制造、焚烧[10]等环节，成本可分投资成本、运行成本、维护成本，收益可分能源销售和处理费收入[11]，国内研究数据来源主要是焚烧发电厂投资概算数据和可变成本的估计[12-13]，计算的生活垃圾管理成本[14]仅包括内部成本。现有研究主要从企业角度出发，未考虑公共财政补贴、外部成本，且数据缺乏精确性，核算处于概算层面。本文旨在基于LCA框架，使用北京市三座焚烧厂的运营数据，从公共利益出发，建立生活垃圾焚烧社会成本的评估方法，评估北京市生活垃圾焚烧社会成本，避免对这一成本的低估。

1城市生活垃圾焚烧社会成本评估方法

1.1核算边界

焚烧处理过程及社会成本核算边界如图1。①在焚烧厂建设前，公共财政提供土地划拨、建设资金。②投入使用后，生活垃圾由运输车辆送进焚烧厂区，驶上地磅进行称重，后驶上卸料平台将垃圾卸入垃圾储坑，市政部门根据重量支付焚烧处理费。③储坑下方有渗沥液收集池，渗沥液可能由厂区内的污水处理站处理后由专用管道送至污水处理厂，或由厂区渗沥液处理系统处理，这一过程可能存在渗沥液处理补贴。④垃圾吊将垃圾送入焚烧炉点燃燃烧，底灰从炉排的末端落入底灰系统，被定期收集清除，这些可能被填埋或经过处理形成建筑材料，在填埋过程中政府提供补贴。⑤高温烟气离开焚烧炉后将通过余热锅炉产生蒸汽，蒸汽经过汽轮发电机组发电上网，政府提供电价补贴。⑥烟气通过烟气处理间的空气污染控制（APC）系统，得到一定程度的净化，净化后的飞灰由于浓缩了垃圾中的重金属以及如二口恶英类物质（PCDDs）、呋喃类物质（PCDFs）等危险废物，需运至危险废物填埋场安全处置，费用由焚烧厂负责或政府提供补贴。⑦净化后的废气通过烟囱排入大气，这些废气中仍然存在空气污染物，通过大气、土地、水造成外部成本，包括健康損失、生产成本、材料损伤、生态成本等[15-18]。⑧公共财政对焚烧厂运营提供税收减免。

1.2核算方法

边界内的成本可分补贴项目和外部成本。补贴项目可分为三类：一是固定成本，即成本总额在一定时期和一定业务量范围内，不受业务量增减变动影响而能保持不变的成本，包括土地成本、建设成本。二是可变成本，即在总成本中随产量的变化而变动的成本，包括垃圾处理费、电价补贴、渗沥液补贴、飞灰补贴、底灰补贴等。三是税收减免，即相比其他工业产业，政府少征收的税收。外部成本即公众健康损失、生产成本、材料损伤、生态成本等，本研究主要估算公众健康损失。

可以根据以上分类建立年度垃圾焚烧社会成本（C）计算公式。另外，通过年度垃圾焚烧社会成本与年度焚烧量（Q）可以获得单位生活垃圾焚烧社会成本（A）。

C年度垃圾焚烧社会成本=S补贴项目+L外部成本=（F固定成本+V可变成本+T税收减免）+H健康损失（1）

A单位垃圾焚烧社会成本=C年度垃圾焚烧社会成本Q年度焚烧量（2）

1.2.1补贴项目核算方法

（1） 固定成本。

土地成本：采用机会成本法，即用所牺牲的替代用途的收入来估算。用目前焚烧厂所在土地的基准地价与焚烧厂占地面积之积作为土地价格。使用等额序列支付现值法作为每年土地的租金价格。

L=U×S×i（1+i）n（1+i）n-1（3）

其中，L为年分摊土地成本，U为基准年的焚烧厂所在土地的基准地价，S为焚烧厂面积，i为预期利率，n为土地剩余使用年限。

建设成本：采用直接成本法，即根据政府实际支付的建设费用求取焚烧厂的成本。分摊到每年的成本采用年限法中的直线法，即假设建筑物及设备的经济寿命期间每年的折旧额相等。

B=b30（4）

其中，B为年分摊建设成本，b为政府提供的建设补贴，30为焚烧厂的特许经营年限。

（2）可变成本。

垃圾处理费：采用直接成本法，公式为P=p×Q，其中

P为年度垃圾处理费，p为单位垃圾处理费，Q为年度入厂垃圾量。

电价补贴：采用直接成本法。2012年，国家发改委发布《关于完善垃圾焚烧发电价格政策的通知》，规定生活垃圾发电，每吨垃圾上网电量为280 kW·h，垃圾发电标杆电价0.65元，超过280kW·h执行当地同类燃煤发电机组上网电价[19]。有两种情况：①焚烧发电厂每吨垃圾上网电量未超280 kW·h，0.65元/kW·h中超过市场电价的部分属于补贴，定义为E上网电价补贴。②焚烧发电厂每吨垃圾上网电量超过280 kW·h，除了E上网电价补贴外，存在过多辅助燃料发电盈利的情况，由于焚烧厂是享受各类补贴政策的垃圾处理厂，不应以辅助燃料发电盈利，这部分利润属于补贴，定义为E超额供电补贴，用售电收入与辅助燃料成本之差估计。

E=E上网电价补贴=（0.65-e1）×Q×gg≤280 kW·h

E上网电价补贴+E超额供电补贴=（0.65-e1）×Q×

280 kW·h+（e1-e2）（g-280 kW·h）g>280 kW·h（5）

其中，E为年度电价补贴，e1为当地燃煤发电机组上网电价，Q为年焚烧量，g为年度核算的每吨垃圾发电量，e2为辅助燃料发电成本。

渗沥液补贴：采用比较法，即以市场处理价求取补贴额度，公式为W=w×q，其中，W为年度渗沥液补贴，w为每吨渗沥液补贴额，q为渗沥液量。

底灰补贴：采用比较法，公式为BA=a1×b1，其中，BA为年度底灰补贴，a1为每吨底灰补贴额，b1为底灰量。

飞灰补贴：采用比较法，公式为FA=a2×b2，其中，FA为年度飞灰补贴，a2为每吨飞灰补贴额，b2为飞灰量。

其他补贴：采用直接成本法，包括清洁生产补贴、贷款优惠等，公式为O=∑ni=1Oi，其中O为年度补贴之和，i为补贴种类数。

（3） 税收减免。

采用直接成本法，包括营业税减免、增值税减免、企业所得税减免，公式为T=∑ni=1Ti，其中，T为年度税收减免之和，i为税收减免种类数。

营业税减免：根据《国家税务总局关于垃圾处置费征收营业税问题的批复》（国税函〔2005〕1128号），单位和个人提供的垃圾处置劳务不属于营业税应税劳务，对其处置垃圾取得的垃圾处置费，不征收营业税。营业税估算方法为垃圾处理费与税率之积。

增值税减免：第一，根据《关于资源综合利用及其他产品增值税政策的通知》（财税〔2008〕156号）第一条规定，垃圾处理再生水销售，实行免征增值税政策。第二，根据财政部与国家税务总局联合发布的《关于资源综合利用及其他产品增值税政策的通知》（财税〔2008〕156号），垃圾焚烧发电，实行增值税即征即退。增值税应纳税额采用公开数据或根据垃圾处理费收入比例估算。

企业所得税减免：第一，根据《国家税务总局关于资源综合利用企业所得税优惠管理问题的通知》（国税函〔2009〕185号），资源综合利用取得的收入，减按90%计入当年收入总额。第二，根据《中华人民共和国企业所得税法实施条例》（2007年），购置并实际使用垃圾处理专用设备的，其投资额的10%可以从应纳税额中抵免。第三，根据《中华人民共和国企业所得税法》及其实施条例，公共垃圾处理项目的所得税，企业所得税享受“三免三减半”，自项目取得第一笔生产经营收入所属纳税年度起，第1年至第3年免征企业所得税，第4年至第6年减半征收企业所得税。

1.2.2健康损失核算方法

在底灰、飞灰、渗沥液安全处置的情况下，焚烧厂排放的主要污染物为大气污染物，包括常规和危险空气污染物。二者都会带来健康损失。对危险空气污染物，美国EPA要求对单个污染物，任何一个人從出生就暴露于特定浓度水平下其得癌症的概率都小于百万分之一，否则要制定“剩余风险标准”，美国加州还对危险空气污染物实施风险评估与管理，对大于某一概率的，需要实施风险减量[20]。垃圾焚烧厂的危险空气污染物除二口恶英外，还包括HCl、汞、各类金属及其化合物。但我国没有专门制定危险空气污染物的排放标准，没有开展危险空气污染物的健康风险评估工作，《建设项目环境风险评价技术导则》（HJ/T 169—2004）中开展的对新建源的环境影响评价，局限为事故风险评估。也缺乏必要的危险空气污染物公开机制。

二口恶英具有不可逆的致畸、致癌、致突变的特性[21]，由于癌症的治疗成本、死亡率高，仅计算二口恶英造成的早逝成本及治疗成本，以此代表生活垃圾焚烧健康损失，采用暴露途径分析的方法[22]。计算过程为：第一，利用美国环保署空气扩散模型（AERMOD）[23]计算焚烧厂空气污染物的落地点浓度，这一浓度是未确定污染物化学成分的浓度[24]，输出针对每个定义受体所在坐标的最大一小时落地点浓度、年均落地点浓度。第二，将这两个文件输入美国加州环保局空气扩散与风险评估工具（ADMRT）[25]，该工具是美国加州有毒空气污染物热点计划（Hot Spots Program）中基于健康风险评估导则[26]开发的软件，可在AERMOD的输出数据基础上评估致癌和非致癌（急性和慢性）的健康影响。基于ADMRT，可以计算出二口恶英的

落地点浓度，并据此计算出不同落地点浓度条件下通过空

气、土壤、水、食物等暴露途径导致的终身致癌风险。第

三，终身致癌风险与对应区域的人口数量之积为该区域每年可能致癌人数。第四，基于“工资—风险”法计算的个体生命价值，查阅文献获得北京市癌症治疗费用，二者之和为个体患癌健康损失。最后，用一定地区的年致癌人数与健康损失之积可以计算出这一地区的年度健康损失。

二口恶英排放造成的健康损失可以用公式表示为：

H=∑ni=1Canriski×dens×Ai×（Costi+Costc）（6）

其中，i为不同浓度区域的编码，Canriski为不同浓度区域的二口恶英致癌风险，dens为每平方公里人口数量，Ai为不同浓度区域所占的面积，Costi为个体生命价值，Costc为治疗费用。

2北京市城市生活垃圾焚烧社会成本估计

截至2016年4月，北京市正常运营的生活垃圾焚烧厂3座，分别为高安屯垃圾焚烧发电厂（一期）、顺义区生活垃圾综合处理厂（焚烧一期）、鲁家山垃圾焚烧发电厂（一期）（下文称高安屯、鲁家山、顺义），总设计焚烧处理能力4 874 t/d。根据统计年鉴，2014年北京市清运垃圾中21.4%的生活垃圾通过焚烧处理。根据《北京市生活垃圾处理设施建设三年实施方案（2013—2015年）》，未来通过焚烧处理的垃圾比例将进一步提高，焚烧将被作为主要垃圾处理方式。

2.1补贴项目

使用补贴项目核算方法，以高安屯、鲁家山、顺义3座焚烧厂为例，计算除健康损失以外的焚烧社会成本，即补贴项目。数据来源包括：政府网站、统计年鉴、环境影响评价报告、新闻报道、申请的政府信息公开、期刊文献，部分数据根据指标间关系推算。不同年份的资金数据考虑资金的时间价值，使用折现率6%[27]。

3座焚烧厂的补贴项目核算如表1，2015年3座焚烧厂共处理生活垃圾187.4万 t，补贴项目总额60 796.6万元，相当于每吨生活垃圾的补贴项目为324.5元。

2.2健康损失

2.2.1焚烧厂二口恶英排放的落地点浓度

（1）污染源参数。赵树青等人在对国内生活垃圾厂二口恶英污染情况进行研究时指出，目前企业定期公开的监控数据多为其在最佳工况时的测定结果[28]。近年也存在飞灰未固化非法倾倒、飞灰与生活垃圾一起填埋的报道。但为了保守计算，假设飞灰安全处置、烟气连续达标排放，使用环评报告中的设备参数和三个垃圾焚烧处理厂自行监测公开的排放数据，如表2所示。

（2）地形与气象参数。模型采用的地形参数来源于

中国科学院计算机网络信息中心，为30 m分辨率数字高程数据，覆盖北京市整个行政区。地面气象参数来源于美国国家海洋和大气局公布的北京首都国际机场气象站（40.08E，116.58N），2015年1月1日0时至2015年12月31日24时的逐小时气象数据，包括温度、相对湿度、风向、风速、云量、气压。气象站所在地2015年主导风向为西北，全年平均风速为2.6 m/s，静风频率（风速小于0.5 m/s）为1.7%。所需的高空气象数据由AERMOD高空气象数据模拟生成。

（3）AERMOD模型预测落地点浓度。使用直角坐标系点代表受体坐标，以坐标（x：359 631.9 m，y：4 365 354.228 m）为原点，3 840 m为点间距离，形成50×50个点的受体网络。每个点的落地点浓度代表以该点为中心的1 475万m2区域的落地点浓度。AERMOD模型预测的2 500个受体坐标点的浓度统计如表3所示。

三个垃圾焚烧厂的空气污染物排放影响基本覆盖北京全市，受主导风向影响，对北京的东南部地区影响更大。同时，焚烧厂以北的一些地区，由于受到地形影响，在迎风坡处形成较高浓度区域。受地形影响，落地点最大1 h浓度位于鲁家山焚烧厂以西方向8.4 km处山谷（见表4）。

2.2.2ADMRT预测二口恶英落地点浓度

将AERMOD输出的大气污染物落地点浓度文件导入ADMRT计算二口恶英落地点浓度，其中：①年排放量为565×10-1 g/a，用各焚烧厂二口恶英排放率与年排放8 000 h计算加和得到。②最大排放量706×10-5 g/h，用焚烧厂二口恶英排放量计算1 h排放量之和得到。③仅考虑新增二口恶英排放，背景浓度取0 μg/m3。预测的二口恶英落地点浓度统计如表5所示。分析范围内2 500个落地点的浓度值与AERMOD预测的污染物落地点浓度有较高的相关性，预测的最大落地点位置相同。最大1 h落地点浓度204×10-6 μg/m3，年平均最大落地点浓度2.38×10-8 μg/m3。

2.2.3不同落地點浓度的终身致癌风险

暴露途径是指受体与污染物接触的途径，ADMRT列出了人体对污染物的不同暴露途径，不同的暴露途径又有

不同的摄入风险算法。二口恶英属于持久性有机物，其半衰期可达数十年以上。因此二口恶英不仅通过空气进入人体，也通过沉降进入土壤、水体后，为人体接触后，或被植物吸收、动物食入后再由食物链进入人体。本研究计算广义人群（populationwide）对二口恶英暴露的70年致癌风险，采用加州环境健康危害评价办公室（OEHHA）推荐的方法计算，选择的暴露途径及参数如表6所示。

以北京市行政区划为界限，删除行政区以外的受体坐标后，剩余1 125个坐标，70年总致癌风险均值为1.1×10-5，各点风险均大于1×10-6，其中4个点风险大于1×10-4。分途径致癌风险统计如图2。可以发现，从各点均值情况看，对总致癌风险贡献最大的为母乳，其次为泥土摄入、农作物、牛肉，占比分别为60%、30.7%、4.5%、21%。可见人的婴儿时期，由于主要食品是母乳，是二口恶英排放的敏感人群。人的儿童时期也会因为泥土摄入而面临较高风险。根据中国居民膳食结构[29]，农作物占日常饮食的81%，因此农作物的影响较大。牛肉虽然只占日常饮食的0.94%，但相对于猪、鸡来说，生产同样多的肉必须摄入更多的农作物，其肉质所含二口恶英更高。因此，随着我国居民肉类饮食比例的增加，致癌风险将呈现上升趋势。

2.2.4每年可能的致癌人数

2015年北京市常住人口2 170.5万人，人口密度为1 323人/km2，居全国省级行政区第三位。如人口平均分布，1 125个坐标点的致癌风险分别代表其所在14.57 km2

网格的风险，则每个网格的人数为1.929万人。每个网格的风险与人口相乘为该网格可能致癌人数，各网格可能致癌人数之和即北京市致癌人数之和，为241人/a。

2.2.5年度健康损失

2015年，北京市人均收入为40 644元，将收入参数带入“工资—风险”法中可得北京市个体生命价值的估计为589.3万元[30]，癌症次均住院费用为41 314.48元（治疗费+非治疗费）[31]，按6%的折现率折算到2015年为46 420.95元。如以人均住院1次计算，241人健康损失为14.31亿元。

虽然健康损失核算在污染源、排放、扩散、暴露等估计都存在不确定性，但依然是成本较低、解释性强的衡量方法。因为，污染物监测方法的成本更高，且难以监测到低于一定限值的污染物，而流行病统计方法无法解释污染物排放与发病率的关系。本研究已通过保守估计选择参数避免造成对健康损失的过高估计。

2.3结果

2015年，北京市生活垃圾焚烧社会成本20.4亿元，每吨生活垃圾焚烧社会成本1 088.5元。补贴项目占比30%，相当于324.5元/t，健康损失占比70%，相当于764元/t。补贴项目中，垃圾处理费为焚烧厂的主要收入，占50.18%；电价补贴占约20%；虽然实现部分减量，但底灰补贴仍占13.13%（见表7）。

已有研究[32]表明，2012年，北京市生活垃圾收集成本905.1元/t，转运成本204元/t，以6%折现率折算到2015年分别为921.49元、242.97元/t，可得北京市城市生活垃圾管理“收集—转运—焚烧”全过程社会成本为2 253元/t，三座焚烧厂处理的垃圾年度社会成本为42.2亿元，占2015年北京市财政收入的0.89%。

3结论与建议

3.1结论

垃圾焚烧代价巨大，包括公共财政补贴、健康损失。2015年北京市所烧垃圾的焚烧社会成本达20.4亿元，“收集—转运—焚烧”全过程管理社会成本达42.2亿元，占2015年北京市财政收入的0.89%。排放二口恶英造成的健康损失超七成，焚烧垃圾的外部性给公众带来巨大健康损害。

我国缺乏生活垃圾管理社会成本核算，也没有专门的危险空气污染物的排放标准与健康风险评估，北京市现有40—300元/t的处理费标准造成生活垃圾处理成本低廉的假象，无法做出降低成本的决策，生活垃圾焚烧社会成本存在失控风险。

3.2建议

第一，建立生活垃圾管理社会成本核算准则，要求各市对资金来源、资金使用情况进行统计和信息公开，资金来源科目包括国家、省、城市、区（县）财政资金，垃圾处理费等，资金使用包括生活垃圾管理各环节的具体费用，使各类补贴、费用显性化。第二，明确生活垃圾管理社会成本降低目标，并制定相应生活垃圾减量目标、资源回收率目标，实施强制源头分类、计量收费政策，对非居民生活垃圾全成本收费，降低生活垃圾清运量、焚烧量。第三，建立危险空气污染物定量风险评估制度，实施二口恶英减排，监测并控制二口恶英在环境介质中的浓度。

（编辑：李琪）

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Social cost accounting for municipal solid waste incineration in Beijing

SONG Guojun1SUN Yueyang1ZHAO Chang1LIU Shuai2WANG Ying3

（1.College of Environment & Nature Resources， Renmin University of China， Beijing 100872， China； 2.Agricultural Management Institute of Ministry of Agriculture， Beijing 100096， China； 3.Dezheng Law Firm， Shijiazhuang Hebei 050057， China）

AbstractChina lacks cost accounting of Municipal Solid Waste （MSW） management. The existence of many kinds of hidden subsidies makes the cost underestimated. MSW incineration cost is defined as the cost borne by the society for the incineration and should be calculated according to the market price. Based on the Life Cycle Assessment （LCA） framework， a social cost accounting method was established. The method divided the cost into subsidized and external costs. The former included fixed cost， variable cost， and tax relief， and were calculated using the direct cost method， opportunity cost method and the comparative method. The latter was calculated by the exposure path analysis of the hot spot analysis plan established by the California Environmental Protection Agency. The external cost was represented by the dioxin carcinogenic risk and could be calculated using the Aerodynamic Model （AERMOD）， Air Dispersion Modeling & Risk Tool （ADMRT）， and ‘wages risk method. Using the operational data， emission parameters， terrain and meteorological parameters of the three MSW incineration plants operating in Beijing， the social costs were calculated. The results showed that the social cost of MSW incineration in 2015 was 2.04 billion yuan， equivalent to 1 088.5 yuan/t. In the cost， the subsidy accounted for 30%， equivalent to 324.5 yuan/t， and health loss accounted for 70%， equivalent to 752.8 yuan/t. Waste disposal fees and electricity subsidies accounted for 50.2% and 20% of the subsidy respectively， which were the main income of the incineration plants. The cost of the whole process of ‘collectiontransferincineration of MSW management was 4.22 billion yuan， equivalent to 2 253 yuan/t. The cost was much higher than the 40-300 yuan/t of the disposal fee. The cost of the MSW incineration was huge but most of which was concealed， and there was no specialized discharge standard and health risk evaluation of the hazardous air pollutants in China， which would make the cost of the MSW incineration out of control. The paper proposed following suggestions： First， establishing a social cost accounting standard for the MSW management to promote the cost transparent. Second， setting a cost reduction target for the MSW management， and carrying out the source classification and measurement fee policy to reduce the amount of MSW collected， transported and incinerated. Third， establishing a dangerous air pollutants quantitative risk assessment system and implementing the dioxin reduction. The findings above are meaningful for the changing of the endbased MSW management and the determining the garbage disposal fee.

Key wordsMSW； incineration； social cost； health loss