城市生活垃圾焚燒社會成本評估方法與應用

宋國君 孫月陽 趙暢 劉帥 王穎

摘要中國缺乏生活垃圾管理成本核算，各類隱性補貼使生活垃圾焚燒社會成本被低估。本文將這一成本界定為社會因生活垃圾焚燒而承擔的，以市場價核算的成本。基于生命周期評價（LCA）框架建立了城市生活垃圾焚燒社會成本核算方法，將該成本分為補貼項目與外部成本。前者包括固定成本、可變成本、稅收減免，采用直接成本法、機會成本法、比較法計算；后者采用美國加州環保局熱點分析計劃建立的暴露途徑分析方法，利用空氣擴散模型（AERMOD）、空氣擴散與風險評估工具（ADMRT）、“工資—風險”法計算二口惡英致癌健康損失。基于北京市運營的3座生活垃圾焚燒處理廠運營數據、排放參數、地形與氣象參數對成本進行評估，結果表明：2015年北京市生活垃圾焚燒社會成本20.4億元，相當于1 088.5元/t；其中，補貼項目占比30%，相當于324.5元/t，健康損失占比70%，相當于752.8元/t；垃圾處理費和電價補貼分別占補貼項目的50.2%、20%，是焚燒廠的主要收入；生活垃圾管理“收集—轉運—焚燒”全過程社會成本為42.2億元，相當于2 253元/t，遠高于40—300元/t的處理費標準。生活垃圾焚燒代價巨大但被隱蔽，又缺乏專門的危險空氣污染物排放標準與健康風險評估，垃圾焚燒社會成本存在失控風險。建議：建立生活垃圾管理社會成本核算準則，實現成本顯性化；明確生活垃圾管理社會成本降低目標，以強制源頭分類、計量收費政策降低垃圾清運量、焚燒量；建立危險空氣污染物定量風險評估制度，實施二口惡英減排。

關鍵詞生活垃圾；焚燒；社會成本；健康損失

中圖分類號F299.23文獻標識碼A文章編號1002-2104（2017）08-0017-11DOI：10.12062/cpre.20170413

生活垃圾焚燒社會成本是社會因生活垃圾焚燒而承擔的，以市場價核算的成本，包括生活垃圾管理在焚燒處理環節的內部成本與外部成本。這一成本的核算、評估是考察焚燒作為一種處理方式是否經濟的重要指標，也是生活垃圾管理費全成本定價的基礎。但目前我國城市政府沒有公開的生活垃圾管理成本專項核算，生活垃圾管理社會成本猶如黑箱。焚燒處理成本以各類補貼的方式支付，焚燒社會成本被低估。在生活垃圾管理先進的國家和地區，生活垃圾管理的成本調查、統計、信息公開已成型，如日本有面向市町村的《一般廢棄物會計準則》[1]，對廢棄物管理成本及資金來源進行統計與公示[2]，統計結果被用來確定廢棄物處理費的收費標準[3]，進行處理評估[4]；我國臺灣省每年進行廢棄物處理支出調查統計[5]，其一般廢棄物處理費為“變動費用制”，收費標準依據廢棄物清除處理成本[6-7]。研究方面，生命周期評價（LCA）是成本研究的基本框架，成本涵蓋收集[8]、運輸[9]、機械篩分、衍生燃料制造、焚燒[10]等環節，成本可分投資成本、運行成本、維護成本，收益可分能源銷售和處理費收入[11]，國內研究數據來源主要是焚燒發電廠投資概算數據和可變成本的估計[12-13]，計算的生活垃圾管理成本[14]僅包括內部成本。現有研究主要從企業角度出發，未考慮公共財政補貼、外部成本，且數據缺乏精確性，核算處于概算層面。本文旨在基于LCA框架，使用北京市三座焚燒廠的運營數據，從公共利益出發，建立生活垃圾焚燒社會成本的評估方法，評估北京市生活垃圾焚燒社會成本，避免對這一成本的低估。

1城市生活垃圾焚燒社會成本評估方法

1.1核算邊界

焚燒處理過程及社會成本核算邊界如圖1。①在焚燒廠建設前，公共財政提供土地劃撥、建設資金。②投入使用后，生活垃圾由運輸車輛送進焚燒廠區，駛上地磅進行稱重，后駛上卸料平臺將垃圾卸入垃圾儲坑，市政部門根據重量支付焚燒處理費。③儲坑下方有滲瀝液收集池，滲瀝液可能由廠區內的污水處理站處理后由專用管道送至污水處理廠，或由廠區滲瀝液處理系統處理，這一過程可能存在滲瀝液處理補貼。④垃圾吊將垃圾送入焚燒爐點燃燃燒，底灰從爐排的末端落入底灰系統，被定期收集清除，這些可能被填埋或經過處理形成建筑材料，在填埋過程中政府提供補貼。⑤高溫煙氣離開焚燒爐后將通過余熱鍋爐產生蒸汽，蒸汽經過汽輪發電機組發電上網，政府提供電價補貼。⑥煙氣通過煙氣處理間的空氣污染控制（APC）系統，得到一定程度的凈化，凈化后的飛灰由于濃縮了垃圾中的重金屬以及如二口惡英類物質（PCDDs）、呋喃類物質（PCDFs）等危險廢物，需運至危險廢物填埋場安全處置，費用由焚燒廠負責或政府提供補貼。⑦凈化后的廢氣通過煙囪排入大氣，這些廢氣中仍然存在空氣污染物，通過大氣、土地、水造成外部成本，包括健康損失、生產成本、材料損傷、生態成本等[15-18]。⑧公共財政對焚燒廠運營提供稅收減免。

1.2核算方法

邊界內的成本可分補貼項目和外部成本。補貼項目可分為三類：一是固定成本，即成本總額在一定時期和一定業務量范圍內，不受業務量增減變動影響而能保持不變的成本，包括土地成本、建設成本。二是可變成本，即在總成本中隨產量的變化而變動的成本，包括垃圾處理費、電價補貼、滲瀝液補貼、飛灰補貼、底灰補貼等。三是稅收減免，即相比其他工業產業，政府少征收的稅收。外部成本即公眾健康損失、生產成本、材料損傷、生態成本等，本研究主要估算公眾健康損失。

可以根據以上分類建立年度垃圾焚燒社會成本（C）計算公式。另外，通過年度垃圾焚燒社會成本與年度焚燒量（Q）可以獲得單位生活垃圾焚燒社會成本（A）。

C年度垃圾焚燒社會成本=S補貼項目+L外部成本=（F固定成本+V可變成本+T稅收減免）+H健康損失（1）

A單位垃圾焚燒社會成本=C年度垃圾焚燒社會成本Q年度焚燒量（2）

1.2.1補貼項目核算方法

（1） 固定成本。

土地成本：采用機會成本法，即用所犧牲的替代用途的收入來估算。用目前焚燒廠所在土地的基準地價與焚燒廠占地面積之積作為土地價格。使用等額序列支付現值法作為每年土地的租金價格。

L=U×S×i（1+i）n（1+i）n-1（3）

其中，L為年分攤土地成本，U為基準年的焚燒廠所在土地的基準地價，S為焚燒廠面積，i為預期利率，n為土地剩余使用年限。

建設成本：采用直接成本法，即根據政府實際支付的建設費用求取焚燒廠的成本。分攤到每年的成本采用年限法中的直線法，即假設建筑物及設備的經濟壽命期間每年的折舊額相等。

B=b30（4）

其中，B為年分攤建設成本，b為政府提供的建設補貼，30為焚燒廠的特許經營年限。

（2）可變成本。

垃圾處理費：采用直接成本法，公式為P=p×Q，其中

P為年度垃圾處理費，p為單位垃圾處理費，Q為年度入廠垃圾量。

電價補貼：采用直接成本法。2012年，國家發改委發布《關于完善垃圾焚燒發電價格政策的通知》，規定生活垃圾發電，每噸垃圾上網電量為280 kW·h，垃圾發電標桿電價0.65元，超過280kW·h執行當地同類燃煤發電機組上網電價[19]。有兩種情況：①焚燒發電廠每噸垃圾上網電量未超280 kW·h，0.65元/kW·h中超過市場電價的部分屬于補貼，定義為E上網電價補貼。②焚燒發電廠每噸垃圾上網電量超過280 kW·h，除了E上網電價補貼外，存在過多輔助燃料發電盈利的情況，由于焚燒廠是享受各類補貼政策的垃圾處理廠，不應以輔助燃料發電盈利，這部分利潤屬于補貼，定義為E超額供電補貼，用售電收入與輔助燃料成本之差估計。

E=E上網電價補貼=（0.65-e1）×Q×gg≤280 kW·h

E上網電價補貼+E超額供電補貼=（0.65-e1）×Q×

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

其中，E為年度電價補貼，e1為當地燃煤發電機組上網電價，Q為年焚燒量，g為年度核算的每噸垃圾發電量，e2為輔助燃料發電成本。

滲瀝液補貼：采用比較法，即以市場處理價求取補貼額度，公式為W=w×q，其中，W為年度滲瀝液補貼，w為每噸滲瀝液補貼額，q為滲瀝液量。

底灰補貼：采用比較法，公式為BA=a1×b1，其中，BA為年度底灰補貼，a1為每噸底灰補貼額，b1為底灰量。

飛灰補貼：采用比較法，公式為FA=a2×b2，其中，FA為年度飛灰補貼，a2為每噸飛灰補貼額，b2為飛灰量。

其他補貼：采用直接成本法，包括清潔生產補貼、貸款優惠等，公式為O=∑ni=1Oi，其中O為年度補貼之和，i為補貼種類數。

（3） 稅收減免。

采用直接成本法，包括營業稅減免、增值稅減免、企業所得稅減免，公式為T=∑ni=1Ti，其中，T為年度稅收減免之和，i為稅收減免種類數。

營業稅減免：根據《國家稅務總局關于垃圾處置費征收營業稅問題的批復》（國稅函〔2005〕1128號），單位和個人提供的垃圾處置勞務不屬于營業稅應稅勞務，對其處置垃圾取得的垃圾處置費，不征收營業稅。營業稅估算方法為垃圾處理費與稅率之積。

增值稅減免：第一，根據《關于資源綜合利用及其他產品增值稅政策的通知》（財稅〔2008〕156號）第一條規定，垃圾處理再生水銷售，實行免征增值稅政策。第二，根據財政部與國家稅務總局聯合發布的《關于資源綜合利用及其他產品增值稅政策的通知》（財稅〔2008〕156號），垃圾焚燒發電，實行增值稅即征即退。增值稅應納稅額采用公開數據或根據垃圾處理費收入比例估算。

企業所得稅減免：第一，根據《國家稅務總局關于資源綜合利用企業所得稅優惠管理問題的通知》（國稅函〔2009〕185號），資源綜合利用取得的收入，減按90%計入當年收入總額。第二，根據《中華人民共和國企業所得稅法實施條例》（2007年），購置并實際使用垃圾處理專用設備的，其投資額的10%可以從應納稅額中抵免。第三，根據《中華人民共和國企業所得稅法》及其實施條例，公共垃圾處理項目的所得稅，企業所得稅享受“三免三減半”，自項目取得第一筆生產經營收入所屬納稅年度起，第1年至第3年免征企業所得稅，第4年至第6年減半征收企業所得稅。

1.2.2健康損失核算方法

在底灰、飛灰、滲瀝液安全處置的情況下，焚燒廠排放的主要污染物為大氣污染物，包括常規和危險空氣污染物。二者都會帶來健康損失。對危險空氣污染物，美國EPA要求對單個污染物，任何一個人從出生就暴露于特定濃度水平下其得癌癥的概率都小于百萬分之一，否則要制定“剩余風險標準”，美國加州還對危險空氣污染物實施風險評估與管理，對大于某一概率的，需要實施風險減量[20]。垃圾焚燒廠的危險空氣污染物除二口惡英外，還包括HCl、汞、各類金屬及其化合物。但我國沒有專門制定危險空氣污染物的排放標準，沒有開展危險空氣污染物的健康風險評估工作，《建設項目環境風險評價技術導則》（HJ/T 169—2004）中開展的對新建源的環境影響評價，局限為事故風險評估。也缺乏必要的危險空氣污染物公開機制。

二口惡英具有不可逆的致畸、致癌、致突變的特性[21]，由于癌癥的治療成本、死亡率高，僅計算二口惡英造成的早逝成本及治療成本，以此代表生活垃圾焚燒健康損失，采用暴露途徑分析的方法[22]。計算過程為：第一，利用美國環保署空氣擴散模型（AERMOD）[23]計算焚燒廠空氣污染物的落地點濃度，這一濃度是未確定污染物化學成分的濃度[24]，輸出針對每個定義受體所在坐標的最大一小時落地點濃度、年均落地點濃度。第二，將這兩個文件輸入美國加州環保局空氣擴散與風險評估工具（ADMRT）[25]，該工具是美國加州有毒空氣污染物熱點計劃（Hot Spots Program）中基于健康風險評估導則[26]開發的軟件，可在AERMOD的輸出數據基礎上評估致癌和非致癌（急性和慢性）的健康影響。基于ADMRT，可以計算出二口惡英的

落地點濃度，并據此計算出不同落地點濃度條件下通過空

氣、土壤、水、食物等暴露途徑導致的終身致癌風險。第

三，終身致癌風險與對應區域的人口數量之積為該區域每年可能致癌人數。第四，基于“工資—風險”法計算的個體生命價值，查閱文獻獲得北京市癌癥治療費用，二者之和為個體患癌健康損失。最后，用一定地區的年致癌人數與健康損失之積可以計算出這一地區的年度健康損失。

二口惡英排放造成的健康損失可以用公式表示為：

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

其中，i為不同濃度區域的編碼，Canriski為不同濃度區域的二口惡英致癌風險，dens為每平方公里人口數量，Ai為不同濃度區域所占的面積，Costi為個體生命價值，Costc為治療費用。

2北京市城市生活垃圾焚燒社會成本估計

截至2016年4月，北京市正常運營的生活垃圾焚燒廠3座，分別為高安屯垃圾焚燒發電廠（一期）、順義區生活垃圾綜合處理廠（焚燒一期）、魯家山垃圾焚燒發電廠（一期）（下文稱高安屯、魯家山、順義），總設計焚燒處理能力4 874 t/d。根據統計年鑒，2014年北京市清運垃圾中21.4%的生活垃圾通過焚燒處理。根據《北京市生活垃圾處理設施建設三年實施方案（2013—2015年）》，未來通過焚燒處理的垃圾比例將進一步提高，焚燒將被作為主要垃圾處理方式。

2.1補貼項目

使用補貼項目核算方法，以高安屯、魯家山、順義3座焚燒廠為例，計算除健康損失以外的焚燒社會成本，即補貼項目。數據來源包括：政府網站、統計年鑒、環境影響評價報告、新聞報道、申請的政府信息公開、期刊文獻，部分數據根據指標間關系推算。不同年份的資金數據考慮資金的時間價值，使用折現率6%[27]。

3座焚燒廠的補貼項目核算如表1，2015年3座焚燒廠共處理生活垃圾187.4萬 t，補貼項目總額60 796.6萬元，相當于每噸生活垃圾的補貼項目為324.5元。

2.2健康損失

2.2.1焚燒廠二口惡英排放的落地點濃度

（1）污染源參數。趙樹青等人在對國內生活垃圾廠二口惡英污染情況進行研究時指出，目前企業定期公開的監控數據多為其在最佳工況時的測定結果[28]。近年也存在飛灰未固化非法傾倒、飛灰與生活垃圾一起填埋的報道。但為了保守計算，假設飛灰安全處置、煙氣連續達標排放，使用環評報告中的設備參數和三個垃圾焚燒處理廠自行監測公開的排放數據，如表2所示。

（2）地形與氣象參數。模型采用的地形參數來源于

中國科學院計算機網絡信息中心，為30 m分辨率數字高程數據，覆蓋北京市整個行政區。地面氣象參數來源于美國國家海洋和大氣局公布的北京首都國際機場氣象站（40.08E，116.58N），2015年1月1日0時至2015年12月31日24時的逐小時氣象數據，包括溫度、相對濕度、風向、風速、云量、氣壓。氣象站所在地2015年主導風向為西北，全年平均風速為2.6 m/s，靜風頻率（風速小于0.5 m/s）為1.7%。所需的高空氣象數據由AERMOD高空氣象數據模擬生成。

（3）AERMOD模型預測落地點濃度。使用直角坐標系點代表受體坐標，以坐標（x：359 631.9 m，y：4 365 354.228 m）為原點，3 840 m為點間距離，形成50×50個點的受體網絡。每個點的落地點濃度代表以該點為中心的1 475萬m2區域的落地點濃度。AERMOD模型預測的2 500個受體坐標點的濃度統計如表3所示。

三個垃圾焚燒廠的空氣污染物排放影響基本覆蓋北京全市，受主導風向影響，對北京的東南部地區影響更大。同時，焚燒廠以北的一些地區，由于受到地形影響，在迎風坡處形成較高濃度區域。受地形影響，落地點最大1 h濃度位于魯家山焚燒廠以西方向8.4 km處山谷（見表4）。

2.2.2ADMRT預測二口惡英落地點濃度

將AERMOD輸出的大氣污染物落地點濃度文件導入ADMRT計算二口惡英落地點濃度，其中：①年排放量為565×10-1 g/a，用各焚燒廠二口惡英排放率與年排放8 000 h計算加和得到。②最大排放量706×10-5 g/h，用焚燒廠二口惡英排放量計算1 h排放量之和得到。③僅考慮新增二口惡英排放，背景濃度取0 μg/m3。預測的二口惡英落地點濃度統計如表5所示。分析范圍內2 500個落地點的濃度值與AERMOD預測的污染物落地點濃度有較高的相關性，預測的最大落地點位置相同。最大1 h落地點濃度204×10-6 μg/m3，年平均最大落地點濃度2.38×10-8 μg/m3。

2.2.3不同落地點濃度的終身致癌風險

暴露途徑是指受體與污染物接觸的途徑，ADMRT列出了人體對污染物的不同暴露途徑，不同的暴露途徑又有

不同的攝入風險算法。二口惡英屬于持久性有機物，其半衰期可達數十年以上。因此二口惡英不僅通過空氣進入人體，也通過沉降進入土壤、水體后，為人體接觸后，或被植物吸收、動物食入后再由食物鏈進入人體。本研究計算廣義人群（populationwide）對二口惡英暴露的70年致癌風險，采用加州環境健康危害評價辦公室（OEHHA）推薦的方法計算，選擇的暴露途徑及參數如表6所示。

以北京市行政區劃為界限，刪除行政區以外的受體坐標后，剩余1 125個坐標，70年總致癌風險均值為1.1×10-5，各點風險均大于1×10-6，其中4個點風險大于1×10-4。分途徑致癌風險統計如圖2。可以發現，從各點均值情況看，對總致癌風險貢獻最大的為母乳，其次為泥土攝入、農作物、牛肉，占比分別為60%、30.7%、4.5%、21%。可見人的嬰兒時期，由于主要食品是母乳，是二口惡英排放的敏感人群。人的兒童時期也會因為泥土攝入而面臨較高風險。根據中國居民膳食結構[29]，農作物占日常飲食的81%，因此農作物的影響較大。牛肉雖然只占日常飲食的0.94%，但相對于豬、雞來說，生產同樣多的肉必須攝入更多的農作物，其肉質所含二口惡英更高。因此，隨著我國居民肉類飲食比例的增加，致癌風險將呈現上升趨勢。

2.2.4每年可能的致癌人數

2015年北京市常住人口2 170.5萬人，人口密度為1 323人/km2，居全國省級行政區第三位。如人口平均分布，1 125個坐標點的致癌風險分別代表其所在14.57 km2

網格的風險，則每個網格的人數為1.929萬人。每個網格的風險與人口相乘為該網格可能致癌人數，各網格可能致癌人數之和即北京市致癌人數之和，為241人/a。

2.2.5年度健康損失

2015年，北京市人均收入為40 644元，將收入參數帶入“工資—風險”法中可得北京市個體生命價值的估計為589.3萬元[30]，癌癥次均住院費用為41 314.48元（治療費+非治療費）[31]，按6%的折現率折算到2015年為46 420.95元。如以人均住院1次計算，241人健康損失為14.31億元。

雖然健康損失核算在污染源、排放、擴散、暴露等估計都存在不確定性，但依然是成本較低、解釋性強的衡量方法。因為，污染物監測方法的成本更高，且難以監測到低于一定限值的污染物，而流行病統計方法無法解釋污染物排放與發病率的關系。本研究已通過保守估計選擇參數避免造成對健康損失的過高估計。

2.3結果

2015年，北京市生活垃圾焚燒社會成本20.4億元，每噸生活垃圾焚燒社會成本1 088.5元。補貼項目占比30%，相當于324.5元/t，健康損失占比70%，相當于764元/t。補貼項目中，垃圾處理費為焚燒廠的主要收入，占50.18%；電價補貼占約20%；雖然實現部分減量，但底灰補貼仍占13.13%（見表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，轉運成本204元/t，以6%折現率折算到2015年分別為921.49元、242.97元/t，可得北京市城市生活垃圾管理“收集—轉運—焚燒”全過程社會成本為2 253元/t，三座焚燒廠處理的垃圾年度社會成本為42.2億元，占2015年北京市財政收入的0.89%。

3結論與建議

3.1結論

垃圾焚燒代價巨大，包括公共財政補貼、健康損失。2015年北京市所燒垃圾的焚燒社會成本達20.4億元，“收集—轉運—焚燒”全過程管理社會成本達42.2億元，占2015年北京市財政收入的0.89%。排放二口惡英造成的健康損失超七成，焚燒垃圾的外部性給公眾帶來巨大健康損害。

我國缺乏生活垃圾管理社會成本核算，也沒有專門的危險空氣污染物的排放標準與健康風險評估，北京市現有40—300元/t的處理費標準造成生活垃圾處理成本低廉的假象，無法做出降低成本的決策，生活垃圾焚燒社會成本存在失控風險。

3.2建議

第一，建立生活垃圾管理社會成本核算準則，要求各市對資金來源、資金使用情況進行統計和信息公開，資金來源科目包括國家、省、城市、區（縣）財政資金，垃圾處理費等，資金使用包括生活垃圾管理各環節的具體費用，使各類補貼、費用顯性化。第二，明確生活垃圾管理社會成本降低目標，并制定相應生活垃圾減量目標、資源回收率目標，實施強制源頭分類、計量收費政策，對非居民生活垃圾全成本收費，降低生活垃圾清運量、焚燒量。第三，建立危險空氣污染物定量風險評估制度，實施二口惡英減排，監測并控制二口惡英在環境介質中的濃度。

（編輯：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