生命周期影響評價方法及本地化研究進展

謝明輝，滿賀誠*，段華波，李雪迎，薛婧，孫啟宏，廖鳳娟，武琛昊

1.中國環境科學研究院

2.深圳大學土木與交通工程學院

3.蘭州大學經濟學院

生命周期評價（life cycle assessment，LCA）起源于20 世紀60 年代末美國可口可樂公司對飲料瓶的選擇研究[1]。1997 年，國際標準化組織發布ISO 14040系列標準，對生命周期評價的定義、框架、步驟等進行了明確的界定。在此后的二三十年里，隨著資源的愈發緊缺以及人們環保意識的提高，生命周期評價理論與實踐有了較快發展，其核心部分——生命周期影響評價（life cycle impact assessment，LCIA）的本地化方法研究工作也在各國相繼展開。經過探索，一些國家提出了基于本地區的生命周期影響評價方法準則，使生命周期評價在本國環境政策的制定中發揮了重要作用。在此基礎上，各國也在探索世界范圍內適用性更廣泛的生命周期影響評價方法。

我國于1998 年將ISO 14040 標準體系轉化為國家標準，即GB/T 24040 系列標準[2]，使得生命周期評價更加規范。但是，在生命周期影響評價方法的本地化研究方面進展緩慢。筆者系統梳理了目前生命周期影響評價方法的國內外研究進展，并基于文獻計量學對我國的生命周期影響評價方法學研究進行分析，以期為建立適用于我國的生命周期影響評價方法提供支撐。

1 生命周期評價概述

生命周期評價是對一個產品系統的生命周期中輸入、輸出及其潛在環境影響的匯編和評價，主要包括目標和范圍的確定、清單分析、影響評價、結果解釋4 個階段[3]。其中，生命周期影響評價是生命周期評價的核心部分，是根據清單分析階段獲取的數據進行量化評價，以便確定產品系統對外部環境的潛在影響程度，主要包括分類、特征化、標準化、加權等步驟。

生命周期評價在我國有了較快進展，主要體現在本地化數據庫建設方面。進行生命周期評價的數據具有多樣性和地域性特點，因此擁有高質量的本地化數據庫是我國生命周期評價得以發展的一個重要前提。經過不懈努力，我國生命周期評價的數據庫建設取得了較大進展。中國科學院楊建新團隊先后對我國鋼材、化石能源、省級火電的生命周期清單進行了分析，并在2012 年建立了中國科學院的LCA 數據庫（CAS-RCEES）[4]。四川大學王洪濤團隊總結提出了建立中國LCA 數據庫的基本方法并開展實際的數據收集、建模和計算工作，聯合億科環境科技公司共同建立了包含煤炭、電力、運輸等基礎工業系統的中國生命周期參考數據庫（CLCD）[5]。北京工業大學的聶祚仁團隊建立了中國材料環境負荷數據庫（Sino-Center 2.0），該數據庫包括12 萬余條基礎數據，內容涵蓋電力產品清單、化石能源產品清單、交通運輸清單、鋼鐵材料清單、建筑材料清單等68 類材料及過程清單[6]。山東大學洪靜蘭團隊開發了基于企業生產過程原始數據集合與不確定性分析基礎上的中國生命周期清單基礎數據庫（CPLCID），該數據庫涵蓋了我國重點工業行業的典型產品、污水處置、城市生活垃圾、土壤生物修復等基礎生命周期數據[7]。雖然我國生命周期評價數據庫建設取得了一定成果，但是由于沒有統一的技術指南，目前還尚未建立起廣泛適用、行業全覆蓋、動態調整的生命周期評價數據庫。此外，本地化生命周期影響評價方法的缺失也是制約我國生命周期評價進一步發展的重要因素。我國學者現階段進行生命周期評價時主要采用國外的模型方法，如CML2001和Eco-indicator99。由于地域、氣候、資源、文化等方面的差異，使用國外模型方法對我國產品進行生命周期評價并不能完全準確地反映我國產品生命周期過程中對環境的潛在影響。尤其在現階段，我國愈發重視對產品環境影響的分析，建立起適用于我國國情的生命周期影響評價方法對生命周期評價的發展十分重要。為此，筆者重點對生命周期影響評價方法展開探討。

2 生命周期影響評價方法

生命周期影響評價方法根據評價目的的差異分為中點法（mid-point）和終點法（end-point）2 類。中點法也稱為面向問題的方法，重點關注產品全生命周期排放物質對環境本身造成的潛在影響，其環境影響機理主要涉及排放到空氣、水、土壤等介質中的物質在環境中的遷移轉化規律。中點法將清單分析的結果分別歸入氣候變化、酸化、富營養化等環境影響類型中，以污染物當量來表征環境影響（如以CO2當量來表征全球變暖影響），計算過程不確定性低，結果的科學性較高，主要的中點法有EDIP[8]、CML2001[8]、EPS[9]、LUCAS[10]、TRACI[11]等。終點法是以損害評估為主的方法，更多地關注受體（如人體健康、生態系統、資源等）暴露于排放物質后所產生的綜合環境損害，是進入20 世紀以來生命周期影響評價方法研究的熱點，終點法將清單分析的結果納入到人體健康、生態系統、資源等類別中并對損害程度進行建模評估。由于該方法開展研究的時間較短，而且涉及環境科學、環境氣象學、毒理學、流行病學等多學科交叉研究，因此評估結果的不確定性略高于中點法，但該方法是未來影響評價方法發展的趨勢。當前主要的終點法有Eco-indicator 99[12]、IMPACT2002+[13]、ReCiPe[14]等。筆者選取了國外生命周期影響評價方法應用較多的EDIP、CML（中點法）和Eco-indicator99、ReCiPe（終點法）進行簡要介紹。

EDIP 方法是丹麥技術大學、丹麥環境保護部以及丹麥的工業公司提出的一種中點法，包括EDIP97方法和EDIP2003 方法。EDIP97 方法的影響類別包括環境影響和資源消耗，EDIP2003 方法在此基礎上提出了新的特征化因子及標準化參數，主要包括酸化、水體富營養化、人體毒性、生態毒性等。雖然EDIP 方法經過近20 年的發展已較為成熟，得出的結果準確性較高，但是該方法也有局限性，如在標準化步驟中只考慮了過往年度的排放量，會導致標準化結果偏大。

CML 方法是荷蘭萊頓大學環境研究中心在國際標準化組織發布的ISO 14040 系列標準的基礎上開發的生命周期評價方法。該方法是面向問題的方法，是基于傳統生命周期清單分析特征化和標準化的方法，影響類別主要分為材料和能源消耗（非生物資源消耗和生物資源消耗）、污染（溫室效應的加強、臭氧層耗竭、人類毒性、生態毒性、酸化、其他）和損害3 類。該方法的優點是可減少假設的數量和模型的復雜性。

Eco-indicator99 方法是荷蘭PRé咨詢公司在Eco-indicator95 方法基礎上改進的一種終點法，終點損害類型主要分為人體健康損害、生態系統損害、資源耗竭。此外，該方法也可以提供中點評價結果，主要考慮的中點影響類型有致癌、呼吸系統影響、全球變暖、輻射、酸化、富營養化、生態毒性、土地占用、礦產資源、化石燃料等。

ReCiPe 方法是由荷蘭PRé咨詢公司和萊頓大學在Eco-indicator99 和CML 方法基礎上開發出的中點法和終點法相結合的方法，可以通過模型同時提供中點法和終點法的結果，從而彌補了其各自的缺陷。該方法的終點損害類型主要分為人體健康損害、生態系統損害、資源耗竭，中點影響類型分為全球氣候變暖、土壤酸化、水資源消耗等18 個類別。

上述生命周期影響評價方法不論是中點法還是終點法，都是基于特定區域開發的生命周期影響評價模型，還沒有一套完整的適用于世界范圍的模型方法。為指導全球的環境影響評價指標選取和量化評估工作，聯合國環境規劃署環境生命周期影響評價指標全球指南項目組曾于2016 年和2019 年發布了2 版Global Guidance on Environmental Life Cycle Impact Assessment Indicators[15-16]，第1 版主要介紹了氣候變化對人類健康的影響、細顆粒物對人類健康的影響、水短缺對人類健康的影響、土地利用對生物多樣性的影響4 個指標；第2 版主要介紹了人類毒性、生態毒性、自然資源（礦產資源）、酸化和富營養化、土壤質量及其對生態系統的影響5 個指標。表1 介紹了上述指標的影響路徑及評價模型。

表1 生命周期影響評價指標介紹Table 1 Introduction of life cycle impact assessment indicators

3 生命周期影響評價方法本地化研究進展

目前我國使用最多的本地化生命周期影響評價方法主要是楊建新等[50]建立的中國產品生命周期影響評價方法（LCIA-Y）和王洪濤[51]建立的節能減排綜合評價方法（ECER）。

楊建新等[50]在2001 年以EDIP 模型方法為基礎，建立了包括環境影響類別選擇、數據標準化、加權評估以及計算環境影響負荷4 個步驟的生命周期影響評價方法。該方法標準化采用了1990 年我國人均環境基準值，加權評估采用了2000 年我國政府污染物削減目標確定權重，并通過環境影響負荷（EIL）指標來表征產品在整個生命周期中對環境壓力的大小，具體計算方法如下：

式中：WP(j)為 加權后的各種環境影響潛值；WF(j)為資源的可供應期；ER(j)1990為1990 年標準化基準值；ER(j)2000為2000 年標準化基準值；EP(j)為產品系統對第j種潛在環境影響的貢獻；Q (j)i為第i種排放物質對第j種潛在環境的影響量；EF(j)i為第i種排放物質對第j種潛在環境影響的當量因子。對于我國來說，j={全球變暖，臭氧層損耗，酸化，富營養化，光化學臭氧合成，固體廢物，危險廢物，煙灰塵}。該方法首次建立了我國的生命周期環境影響評價指標體系，探討了各種環境影響的標準化基準值及權重的大小。但該方法所確定的基準值時間較久遠，現在已經不能反映影響評價的實際情況。此外，該方法所選取的環境影響類別也需根據我國現階段生態環境保護的實際情況進行調整。

王洪濤[51]在“十二五”時期根據國家節能減排政策目標，建立了一種面向政策目標的節能減排綜合評價指標。該綜合指標包括了“十二五”中規定的主要約束性指標，即初級能耗、工業用水量、CO2排放量、SO2排放量、COD 排放量、NOx排放量、氨氮排放量7 項指標，為了具有可比性，將政策目標統一換算為“十二五”期間GDP 的減少率，并以2010 年相應指標的消耗或排放總量作為全國基準參考值。具體計算方法如下：

式中：ECER 為節能減排綜合評價指標；Ai為評價指標；Ti為可比的節能減排政策目標；Ni為2010 年對應指標的全國基準值；Pi為各項政策目標的權重。該方法通過去除量綱實現可比的途徑，將生命周期評價和節能減排的政策目標結合起來評估節能減排的效果，但是模型的評價指標較單一，且標準值較陳舊。

為了更廣泛地研究我國學者在進行生命周期影響評價時所采用的方法，基于文獻計量學以“生命周期評價”為檢索關鍵詞，通過中國知網對國內發表的中文期刊進行計量分析，檢索時間為首次出現以“生命周期評價”作為關鍵詞的1995 年，至2020 年結束，共檢索出827 條結果，各年份發表文獻數量及趨勢如圖1 所示。

圖1 以生命周期評價為關鍵詞的各年份發表文獻數量Fig.1 Number of published literatures in each year with the key words of life cycle assessment

通過對檢索出的827 篇文獻進行關鍵詞分析，按關鍵詞出現頻數由高到低排列，前10 名的關鍵詞分別為生命周期評價、LCA、環境影響、生命周期、環境影響評價、環境負荷、清單分析、生命周期評價方法、生命周期評價（LCA）和碳足跡，相應各關鍵詞出現頻數如圖2 所示。

從圖2 中可見，在檢索出的827 篇文獻中，以生命周期評價方法為關鍵詞發表的論文數量并不多，表明我國學者目前仍較多開展生命周期評價應用研究，對影響評價方法的本地化研究較少。

圖2 檢索出的文獻關鍵詞出現頻數Fig.2 Frequency chart of key words in retrieved literature

進一步對檢索出的827 篇文獻進行篩選，文中明確使用影響評價方法開展生命周期評價的有243 篇，其中使用國外方法的共186 篇，占比為77%，使用國內方法的有57 篇，占比為23%（圖3）。從圖3 還可以看出，目前我國學者在生命周期影響評價過程中使用的國外方法以CML 和Eco-indicator99方法為主，分別為54 和41 篇，合計占國外方法的51%；國內方法以LCIA-Y 和ECER 為主，分別是34 和17 篇，合計占國內方法的90%。由此可見，目前我國學者在進行生命周期影響評價時主要采用國外方法，采用國內方法的較少。

圖3 我國學者使用的生命周期影響評價方法分類Fig.3 Classification chart of life cycle impact assessment methods used by Chinese scholars

對使用國內方法的文獻深入研究發現，從時間維度看，2011 年前我國學者使用的國內影響評價方法以LCIA-Y 為主，之后由于ECER 方法參數較新，多以ECER 方法為主。采用LCIA-Y 方法的34 篇文獻中，有3 篇出自該方法研究團隊，自用率占比為9%，其余31 篇出自國內其他學者，占比為91%，說明該模型影響較大，并已在一定程度上推廣使用；采用ECER 方法的17 篇文獻中，有6 篇出自該方法研究團隊，自用率占比為35%，其余11 篇文獻中都較多采用eBalance 軟件中的缺省特征化因子。整體來看，雖然近年來我國學者使用本地化影響評價方法的文獻數量有所增加，但是本地化影響評價方法的研究仍未取得較大進展，需要加快推進。

此外，也有國內學者對單一或多個影響類別的評價模型開展了本地化研究工作[52-53]。楊冬璐等[54]基于水足跡分析法建立了鉛酸電池和造紙行業的廢水生命周期影響評價模型，在影響評價方法中針對致癌性影響、非致癌性影響、淡水生態毒性、水體富營養化和水稀缺性5 個影響類別，綜合考慮我國省際平均氣溫、土地和水域面積、風速、土壤類型、人口數量和食物攝入量等指標對方法進行修正。

侯萍等[55]基于CML 方法中的非生物資源消耗(ADP)因子，通過引入中國的資源自給率修正，得出了非生物資源消耗因子(CADP)及其指標；張培等[56]也對ADP 進行了類似上述方法的本地化修正，特征化時將基準物質改為鐵當量，從而建立了鋼鐵產品生命周期影響評價方法。學者們對ADP 模型的改進考慮了資源和能源的稀缺度，可以使量化結果更加符合中國國情，為研究我國資源和能源消耗的影響評價提供了方法支撐。

蘇向東等[57]提出了綜合比例系數法，對有色金屬材料生命周期環境影響進行量化。其計算公式如下：

式中：ELVα為材料的環境負荷值；OD 為坐標空間中原點到集合D 點的距離；OFm為坐標空間中原點到集合點F 的距離；Wj為第j個環境要素的環境負荷比例系數；Ki為第j個環境要素中第i個單因子的相對環境負荷；Pi為第j個環境要素中第i個單因子占總量的百分比；Iaj為綜合環境負荷指數；Ci為制備單位產量材料時第i個單因子的實際消耗量；eim為制備單位產量材料時第i個單因子國家或行業規定或現有的最低投入量。該方法的優點是計算簡便，既考慮到主要因子的作用，也不會忽略次要因子的作用。其不足之處在于只能應用于有色金屬行業，適用面較窄。

上述方法都是基于中點法的生命周期影響評價方法的本地化研究，而針對基于終點法生命周期影響評價方法的本地化研究還相對較少。Chen 等[58]研究發現，應用國外生命周期影響評價模型時，由于模型特征化因子與我國實際情況不同而產生較大誤差，因此以我國大氣中混合污染物多環芳烴的排放對人體健康損害為例，對適用于我國的人體健康類別的特征化因子和基準值進行了探索。此外，其研究團隊提出了基于關鍵因子篩選的簡易本土化的生命周期影響評價模型，并且首次證實了在污染物環境濃度較低的條件下，當前國際通用的人體健康毒性生命周期影響評價理論將不再具有適用性[59]。Chen 的研究團隊采用毒理學試驗方法對特征化因子進行了本地化研究，提高了LCA 方法在我國的適用性，但是其研究成果主要聚焦在單一終點破壞類別。

李雪迎等[60]構建了適用于我國的終點損害類別的生命周期影響評價模型，核算了人體健康、生態系統和資源3 個終點損害類別的人均基準值。該模型選取了致癌作用、細顆粒物形成、氣候變化、水資源消耗、光化學臭氧形成、生態毒性、酸化、富營養化、土地利用、礦產資源、化石燃料共11 個環境影響類別，通過查閱文獻獲得上述環境影響類別下污染物（或資源、能源）的損害因子，以我國為基準區域，以2017 年為基準年，核算出我國人體健康、生態系統和資源3 個終點損害類別的人均基準值分別為0.019 DALY（disability adjusted life years，傷殘調整壽命年）、6.08×10?5species、2 467.42 MJ。李雪迎等的研究成果補充和完善了我國生命周期影響評價的理論方法，提升了LCA 在我國應用時的科學性和合理性，但是其研究主要聚焦在人均基準值方面，并未對特征化因子進行本地化探索。

4 生命周期影響評價方法本地化研究的不足及對策

現階段，我國學者進行生命周期影響評價時所使用的方法仍以國外方法為主，本地化的生命周期影響評價方法研究起步較晚。在對我國學者提出的本地化生命周期影響評價方法進行詳細梳理后，總結出以下三點不足并提出相應對策。

（1）我國已有的生命周期影響評價模型所選取的指標及基準值亟須更新。其中，楊建新等結合我國國情建立的以1990 年為基準值的影響評價模型在現階段已經無法客觀真實地反映生命周期評價的結果；王洪濤建立的影響評價模型中的節能減排權重因子雖然已經被納入我國的生命周期評價軟件eBalance 中并得到了商業化應用，但是其模型指標主要是基于“十二五”的減排目標，受此限制，在“十二五”后的研究中并未得到學者們的持續使用與關注。因此，針對現階段突出的環境問題，豐富評價指標并更新其基準值對提升我國生命周期影響評價結果的科學性、準確性至關重要。

（2）需盡快建立系統完整的可被廣泛使用的本地化生命周期影響評價模型。在Global Guidance on Environmental Life Cycle Impact Assessment Indicators中建議研究機構和人員加強協調，在總體框架的指導下系統地建立和完善影響評價指標，并確保影響評價指標的透明性。在我國，Chen 的研究團隊采用毒理學試驗方法得到了本地化的特征化因子，但其研究主要聚焦在人體健康影響類別方面；李雪迎等對不同終點類別的基準值進行了本地化研究，但是特征化因子仍然參考Eco-indicator99 和ReCiPe 方法中的成果，并未對各影響類別的特征化因子進行本地化研究?？紤]到系統完整的本地化生命周期影響評價模型的建立需要跨專業、跨學科的大量基礎性研究工作，今后國內各研究機構和學者需要加強合作，建立統一的生命周期影響評價流程，將各研究領域的成果整合到一起，盡快建立起覆蓋全面、參數完善、基準統一的本地化生命周期影響評價模型。

（3）生命周期影響評價模型的深入研究較少。目前我國學者對本地化生命周期影響評價的研究多集中于環境影響分類表征及基準值的確定上，對影響評價前沿性研究較少。如在影響評價指標完善方面，Global Guidance on Environmental Life Cycle Impact Assessment Indicators中建議未來要研究開發基于不同時間和空間尺度的生態系統服務指標，將生態脆弱性和生態系統服務功能多樣性等納入到指標中，以便對相應損害進行量化。再者如環境影響權重因子確定方面，貨幣化方法由于更易于人們理解和交流，能將產品生命周期的潛在環境影響與經濟成本密切地聯系起來，近年來在國外已有較多的研究[61-63]，但我國生命周期影響評價貨幣化的研究較少。陳嫻等[64]對我國光伏組件的生命周期環境影響進行了貨幣化核算，但是貨幣化所用參數是基于歐洲的數據，由于其對人體健康和生態質量的支付意愿遠高于我國實際水平，影響了評價結果的真實性和合理性。因此，在各級科研項目設置中，要加強對本地化生命周期影響評價深入研究課題的設置，鼓勵相關領域科研人員開展生命周期影響評價方法的前沿性研究。

5 結語與展望

通過分析生命周期評價在我國的發展及所面臨的問題，以及國內外生命周期影響評價方法的研究進展，可以看出我國生命周期評價研究雖然起步較晚，但是發展迅速，已經建立起了部分行業的本地化數據庫和一些單一影響類別的生命周期影響評價方法。但由于缺乏完整類別的廣泛適用的生命周期影響評價本地化方法，導致我國生命周期評價所發揮的作用仍有局限。當前對生命周期影響評價方法的研究已經成為各國、各地區生命周期評價研究的熱點，在未來的研究中，我國科研機構和學者之間要加強合作，努力探索構建完整全面的適合我國國情的生命周期影響評價方法以及相應的參數基準值，使我國生命周期評價結果更加真實、準確。在此基礎上，要加強生命周期環境影響評價方法的前沿研究，如生命周期環境影響貨幣化權重研究，建立起我國的支付意愿數據庫，使生命周期環境影響貨幣化值更符合本國實際，從而為深入打好污染防治攻堅戰提供精準支撐，為我國環境經濟政策制定以及相關產業發展提供決策依據。