环境科学学报  2020, Vol. 40 Issue (5): 1894-1901
引用本文
关睿, 黄源生, 何义亮. 2020. 河口岛屿农村地区原位与分散生活污水处理模式的环境与经济对比分析[J]. 环境科学学报, 40(5): 1894-1901.
Guan R, Huang Y S, He Y L. 2020. Environmental and economic comparative analysis of in-situ and decentralized domestic sewage treatment modes in rural areas of Hekou Island[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 40(5): 1894-1901.
河口岛屿农村地区原位与分散生活污水处理模式的环境与经济对比分析    [PDF全文]
关睿1, 黄源生2, 何义亮1,2    
1. 上海交通大学中英国际低碳学院, 上海 200240;
2. 上海交通大学环境科学与工程学院, 上海 200240
收稿日期: 2019-10-31; 修回日期: 2019-12-05; 录用日期: 2019-12-05
基金项目: 十三五国家重点研发计划（No.2016YFC0400800）
作者简介: 关睿(1995-), 女, E-mail:1633802698@qq.com
通讯作者（责任作者）: 何义亮, E-mail:ylhe@sjtu.edu.cn
摘要：农村污水排放所导致的环境问题日益突出，各地均大力推动污水处理模式的建立与优化.但农村污水处理模式综合效能评价体系匮乏，且多以处理工艺为主，少量考虑了管网收集系统的环境经济影响.另外，河口岛屿因其独特的自然区位，生态更加脆弱敏感，研究其污水处理问题更具有价值与意义.因此，本研究选取河口岛屿为研究对象，以崇明为例，运用生命周期评价和经济性分析理论，对比分析了分散与原位两种生活污水处理模式，包含收集和处理系统两个子系统，以及建设和运行两个阶段的环境影响与经济性.结果表明：原位和分散模式环境影响总值分别为1.75×10-11和0.66，分散模式更具环境优势；户均成本分别为1.80万元和1.66万元，相比原位模式而言，在相同去除效果条件下，分散模式处理更有利于节约单位投资费用；处理系统为污水处理模式主要环境影响贡献子系统，其运行阶段为主要贡献阶段，且收集系统更有环境无害化和经济优势；海洋生态毒性潜值和人体毒性潜值为主要环境影响类型.
关键词：原位与分散模式    生命周期评价    经济性分析    河口岛屿    
Environmental and economic comparative analysis of in-situ and decentralized domestic sewage treatment modes in rural areas of Hekou Island
GUAN Rui1, HUANG Yuansheng2, HE Yiliang1,2    
1. China-UK Low Carbon College, Shanghai Jiao Tong University, Shanghai 200240;
2. School of Environmental Science and Engineering, Shanghai Jiao Tong University, Shanghai 200240
Received 31 October 2019; received in revised from 5 December 2019; accepted 5 December 2019
Abstract: The environmental problems caused by rural sewage discharge have become increasingly severe. In response, the affected localities have vigorously pursued to establish and optimize sewage treatment models. However, a systematic approach to evaluate the performance of rural sewage treatment is lacking, and limited attention has been paid to the environmental and economic impacts of the pipe network collection system, as most of the existing evaluations have rather focused on treatment processes. For estuary islands, their unique natural locations and the associated fragile and sensitive ecological environment, can further complicate the water pollution problems and thus make evaluating the performance of sewage discharge treatment even more interesting and of greater value. Therefore, this study intends to focus on estuary islands, and takes Chongming as a case study. Using life cycle assessment and economic analysis, a comparative study of two processing modes, decentralized and in-situ, both of which consist of the collection and the processing subsystems, is carried out. The environmental impacts and the economic aspects are also compared for the construction and the operation phase, respectively. The results show that the total environmental impact values of in-situ and decentralized modes are 1.75×10-11 and 0.66, respectively, with the decentralized modes having greater environmental advantages; the average household cost is RMB 18800 yuan and 16600 yuan, respectively. Compared with the in-situ model, to achieve the same level of removal effects, the distributed mode treatment is more competitive in terms of saving the per unit investment cost. The treatment subsystem is the main contributor to the environmental impacts associated with the sewage treatment model, and the operation phase is the major player. Meanwhile, the collection phase is relatively advantaged in being environmentally harmless and economically viable. And, the marine ecological toxicity potential and human toxicity potential are the main types of environmental impacts.
Keywords: in-situ and decentralized model    life cycle assessment    economic analysis    estuary island    
1 引言(Introduction)

2018年2月5日, 中共中央办公厅联合国务院办公厅印发了《农村人居环境整治三年行动方案》, 把改善农村自然环境提升到国家发展战略层面上, 并提出农村污水处理模式建设的重要性(中共中央办公厅国务院办公厅, 2018).农村区域具有人口密度低、居民住房沿河道分布、居住分散、经济实力相对薄弱等特点(Van et al., 2015).长期以来形成的城乡二元发展结构, 使得城乡公共基础资源配置严重失衡, 农村环境基础设施建设的建设工作远远落后于城市, 暴露出许多问题, 如未能因地制宜地建立符合地域特征的长效处理模式、资金浪费等问题(申国泽等, 2016; Cheng et al., 2018).同时不同处理模式有不同的性能特征和对环境的不同直接影响, 然而大量文献表明迄今为止很少有将污水处理模式作为评价目标的研究(Lienhoop et al., 2014; Jorsaraei et al., 2014; Balaguer-Barbosa et al., 2017), 这反映了农村生活污水处理综合效能评价体系的缺乏.

生命周期评价(Life Cycle Assessment, LCA)是通过量化相关的所有输入和输出的影响来评估系统环境负担的有效工具(ISO14040, 2006).LCA能深入了解污水处理模式的环境负荷.但LCA有一定的局限性, 其仅注重对环境的影响, 未考虑成本问题.因此, 结合生命周期各阶段进行经济性分析可以弥补LCA的不足.

在污水处理相关生命周期评价研究中, 评价区域大多针对城镇处理系统(Hellstrom et al., 2006; Weiss et al., 2008; Brown et al., 2010; Lehtoranta et al., 2014), 缺少农村地区的评价.评价对象则以污水处理系统核心处理设备的性能为主(崔育倩, 2013; Kalbar et al., 2016; Cardona et al., 2017; Lutterbeck et al., 2017), 仅有少量研究考虑到了管网收集系统对污水处理系统的经济环境影响(Cornejo et al., 2015; Kerstens et al., 2015; Cornejo et al., 2016; Kerstens et al., 2016).然而, 一套完整的农村污水处理系统应包含前端管网以及附属构筑物的收集系统和包含污水处理站点等的处理系统两套子系统.综合的进行农村污水处理系统(包括收集和处理系统)的评价分析, 进而选择最优的农村污水处理系统对于农村污水治理的可持续性具有重要的意义(Balaguer-Barbosa et al., 2017).

河口岛屿通常有着丰富的生物资源、土地资源以及可利用能源, 是自然界较为重要的生态系统(王多多, 2018).但其海拔普遍较低, 易受海水入侵以及洪涝灾害等影响, 并且其生态系统较简单, 抵抗风险能力较弱(刘春涛等, 2009).同时, 河口岛屿地区普遍河网密集、水环境复杂, 居民分布较分散(周圣贤, 2019), 具有鲜明的地域特征, 环境生态问题应得到重视.

因此, 本文选取河口岛屿为研究区域, 以生命周期评价和经济性分析为理论基础, 从环境因素和经济因素两方面来评价分析污水处理模式收集和处理两个子系统及各生命周期过程.

1.1 研究区域的选择

随着经济飞速发展, 农村污水排放所导致的环境问题日益凸出, 在治理农村污水时必须因地制宜.河口岛屿地区生态系统相对脆弱, 水环境较为复杂, 环境问题尤其突出, 且LCA研究尚无对河口岛屿农村地区的评价.因此, 选取河口岛屿农村地区为研究地区.

上海崇明区地处中国最大河流长江入海口, 是全世界最大的河口冲积岛, 也是我国第三大岛屿, 地势平坦, 无山岗丘陵, 90%以上的土地(吴淞)标高在3.40~4.20 m, 其充分代表了河口岛屿的典型特征, 又属农村地区, 因此本文选取崇明地区为研究区域.

1.2 研究污水处理模式的选择

目前, 我国农村污水处理模式主要有4种类型(杨少鹏等, 2018), 即原位(分户/联户)处理模式、分散(村落污水站)处理模式、相对集中(村组规模污水处理厂)处理模式以及集中(场镇规模污水处理厂)处理模式.

农村村落人口密度和区域地形地质是选择处理模式的依据.研究显示, 2010年上海市新建和改造的农村生活污水处理工程中, 集中式污水处理模式占比达到84%.但经过实地与文献调研, 得出河口岛屿地区农村污水的排放量较小, 且分散程度较高(张明成, 2006), 这给生活污水的集中收集带来了困难, 所以集中模式与相对集中模式受到了极大的限制, 而原位与分散两种模式可以很好的实现的污水处理以及资源管控, 具有较强的针对性, 得到更广泛应用.因此, 河口岛屿地区对原位与分散两种模式的研究更有意义.

1.3 研究对象的确定

实地调研崇明地区典型污水处理模式建设、运行实际数据, 最终确定建立分户/联户的原位模式的A工程和建立村落污水站分散模式的B工程为评价对象.

A工程涵盖21个行政村, 共计16001户, 每日污水收集量为3.2×103 t.工程范围内全部采用1 t(1~3户)净化槽, 服务年限为25 a, 安装简单, 通过简单的维护管理, 可以稳定地进行污水的处理.出水水质符合《上海市崇明区农村生活污水处理“建养一体化”管理办法》(沪崇府办发[2017]25号)的排放要求, 其中化学需氧量(CODCr)、五日生化需氧量(BOD5)、氨氮、总磷(TP)四项主要指标达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918—2002)中的一级A标准.

B工程涵盖10个行政村, 共计13100户, 每日污水收集量为4×103 t.工程采用膜生物反应一体化处理装置(5~120 t), 服务年限为30 a, 处理效果好, 占地面积小, 能耗低、噪音小.出水水质主要指标根据设计容量可以满足《上海市农村生活污水处理设施出水水质规定(试行)》规定的一级A标准.

1.4 研究目的

本文以崇明为例, 原位与分散两种农村生活污水处理模式为研究对象, 以A和B工程为案例, 运用LCA和经济性分析为评价方法, 确定收集与处理两个子系统和生命周期各个阶段的环境负荷和成本, 从环境与经济两个纬度, 指导河口岛屿农村地区新、改扩建农村污水处理模式的设计、运营管理等提供优化选择.

2 污水处理模式的LCA方法及结果(LCA method and result of sewage treatment mode) 2.1 分析软件

进行LCA离不开配套的数据库与软件, 近年来已经开发出数十个用于LCA的软件, 主要有GaBi、SimaPro、Boustead Model、TEAM等.本研究采用GaBi8.7教育版, 建立污水处理模式的LCA模型.电力相关参数选用软件内中国背景数据.

2.2 研究目的与范围的确定

LCA对两种模式的研究范围从收集污水到出水排放, 具体包括污水收集系统(污水管网、管网相关附属构筑物等)和处理系统(污水处理站点等)两个子系统, 包括3个主要生命周期阶段：建设阶段、运行阶段以及拆除阶段.拆除阶段主要是截止服务期限时对系统其进行废弃或是拆除处理, 针对河口岛屿农村地区实际情况, 一般不进行拆除, 因此本文假设拆除阶段可以忽略不计, 且排除了污水回用及污泥处理.

研究目的为运用LCA方法对比原位与分散两种模式的环境负荷及各生命周期阶段的环境影响贡献.为了使结果具有可比性, 本文以处理1 m3污水所造成的环境影响作为两种处理模式LCA过程的功能单位, 系统边界划分如图 1所示.

图 1 污水处理模式生命周期评价系统边界 Fig. 1 Sewage treatment model life cycle assessment system boundary
2.3 数据清单分析

清单数据来源于国内外文献、中国统计年鉴、调查区农村水务水利管理所、工程设计资料、类似工程经验等数据资料, 污染物排放及能源消耗清单数据基于经验模型计算及数据整合估算结果.

2.3.1 建设阶段清单分析

① 资源消耗主要考虑水资源的使用和原材料的消耗.单位体积混凝土施工耗水量为：383.2 kg；②能源消耗主要考虑电能的使用, 单位体积混凝土施工耗电量为：3.19 kW · h；③污染物排放主要考虑施工废水的排放和施工固体废弃物的产生, 未计入施工过程中扬尘、有害气体和噪声的影响.施工排放废水量可按每kW · h电耗排放2.454 kg废水来计算；施工固体垃圾产生的量按每kW · h电耗排放0.742 kg固废计算.

2.3.2 运行维护阶段清单分析

① 资源消耗主要为药剂消耗；②能源消耗主要来源于各种设备运转能耗, 其中水泵的能耗占的比例最大；分散模式管网部分消耗主要是提升污水过程的的电耗参考类似工程经验, 按照每吨污水消耗0.004 k W · h来计算；③污染物排放主要为水体污染物排放：污水处理厂出水(虽然达标排放, 但其出水中污染物的浓度仍然高于受纳水体)排放至受纳水体造成污染.

本研究列出了两种模式下的输入和输出中的主要清单, 见表 1和2.

表 1 分散模式污水处理模式生命周期评价主要物质分析清单 Table 1 List of major substances in the life cycle assessment of the decentralized wastewater treatment model

表 2 原位模式污水处理模式生命周期评价主要物质分析清单 Table 2 List of major substances in the life cycle assessment of the in-situ wastewater treatment model
2.4 环境影响评价及结果解释方法

荷兰Leiden大学环境科学研究中心(Center for Environment Science, CML)开发了CML评价方法.这是一种面向“中点”的损害取向评价方法中的常用方法, 目前主要版本有CML1996和CML2001.本文选用GaBi软件中的CML2001-Jan.2016方法, 通过特征化、标准化和归一化将两种模式的输入输出数据转化为单一的环境负荷值.

2.4.1 分类

CML2001定义的环境影响类型有10种, 分为3类:①资源能耗类指标：非生物资源耗竭潜值(ADP)；②最常见的几种环境影响：酸化潜值(AP)、富营养化潜值(EP)、全球变暖潜值(GWP)、臭氧破坏潜值(ODP)和光化学氧化潜值(PCOP)；③毒性效应指标：人体毒性潜值(HTP)和生态毒性潜值(ETP), 其中ETP又分为淡水生态毒性潜值(FAETP)、海洋生态毒性潜值(MAETP)和陆地生态毒性潜值(TETP).本文选取这10个环境影响指标进行说明和解释.

2.4.2 特征化

特征化是通过特征化因子乘以污染物排放量得到环境影响潜值的大小, 可将排放物质统一转化为标准参照物的影响值, 计算结果如表 3所示.

表 3 两种模式LCA特征化结果 Table 3 Two models LCA characterization results
2.4.3 标准化

标准化过程即对环境影响类型的相对大小提供一个可比较的标准, 参考CML-2001方法所提供的人均年当量潜值作为基准值进行标准化处理, 其含义为处理1 t生活污水的环境影响潜值相对于人均年当量潜值的大小, 结果如表 4所示.

表 4 两种模式LCA标准化结果 Table 4 Two models of LCA standardization results
2.4.4 归一化

归一化即对标准化后的环境影响潜值赋权重值, 得到各类型的环境影响负荷, 可进行两种模式的比较, 权重基准值采用软件提供, 结果如表 5所示.

表 5 两种模式LCA归一化结果 Table 5 Two-mode LCA normalization results
3 LCA结果的分析讨论(Analysis and discussion of LCA results) 3.1 两种模式环境影响指标的对比

根据表 3所示的特征化结果可知, 原位系统的10个环境影响指标值中除非生物资源耗竭潜值(ADP)和淡水生态毒性潜值(FAETP)外均高于分散系统, 这主要由于原位系统的电力消耗相对更多, 而中国的煤电占比高达71.6%, 消耗了大量的煤炭等化石能源(陈轶嵩等, 2019).分散系统ADP为9.57×10-7 kg Sb当量, 为原位系统的1.7倍, 这是由于建立管网收集系统消耗了大量的材料和部件, 其制造阶段消耗大量能源和资源, 这对ADP有很大的贡献.分散模式FAETP为6.46×10-2 kg DCB当量为原位模式的1.6倍, 这是由于处理阶段消耗了PAC和PAM所致, 减少它们使用量或使用更为环保的药剂替代, 是污水处理需要考虑的一个方向.

3.2 环境影响贡献分析 3.2.1 主要环境影响类别

对比表 4中各项结果, 两种模式生命周期主要环境影响类别为海洋生态毒性潜值(MAETP)和人体毒性潜值(HTP), 占环境影响总值的90%以上, ODP相对其他影响因子很小, 几乎可以忽略不计.MAETP占分散系统环境影响的68.2%和原位系统的80.9%, 主要贡献者是电力生产中排放到空气中的氟化氢、硒、碑等, 和能源消耗关联度大(童乐, 2013).HTP作为第二大环境影响因子, 主要来源于发电过程产生的重金属等有毒物质、粉尘等对人体产生影响(王倩等, 2017).因此, 主要清单数据为能源投入, 如果要减少污水处理模式的环境影响, 需减少各环节的能源消耗.

3.2.2 收集与处理系统贡献分析

两种模式不同子系统环境贡献对比如图 2所示.两种模式的主要环境影响子系统为处理系统, 分别占原位和分散模式总环境影响的73%和97%, 原位模式这一特征更突出.这主要是因为收集系统虽消耗了大量的资源与能源, 但排水系统服务年限为25~30 a, 以功能单位为基准处理后影响被弱化, 对环境产生的影响无法与处理系统相比.分散模式下收集系统在环境影响中的占比远大于原位模式, 且建设阶段各环境影响类型于分散模式, 尤其淡水生态毒性潜值(FAETP)为原位模式的3倍, 这是由于分散模式要进行更大范围管网系统的建设.

图 2 两种模式不同子系统标准化结果贡献分析 Fig. 2 Contribution analysis of standardization results of two different subsystems
3.2.3 不同生命周期阶段贡献分析

对两种模式不同生命周期阶段的环境影响进行比较, 结果如图 3所示.两种模式的主要环境影响阶段均为处理系统运行, 尤其原位模式下占总影响的96.5%.收集系统运行阶段由于仅消耗少量的电力, 对排水系统生命周期环境影响贡献很小相对其他阶段可忽略不计.因此, 河口岛屿农村地区建立排水系统应重点优化处理系统, 从而减少能源的消耗.如在保证出水水质的同时, 降低污水处理工艺的药耗及电耗等, 从而减少处理系统运行阶段的环境影响.

图 3 两种模式不同生命周期阶段标准化结果贡献分析 Fig. 3 Contribution analysis of standardization results in different life cycle stages of two modes
3.3 两种模式的环境负荷对比

如表 5归一化结果所示, 在处理1 m3生活污水的条件下10种环境影响类型的总负荷, 原位模式为1.75×10-11, 是分散模式6.63×10-12的2.64倍, 分散模式更具有环境无害化优势.

综上, 原位模式因为需要较少的管网系统, 因此收集系统较分散模式更有优势.相反, 分散模式由于污水集中化处理, 降低了能源与资源的消耗, 因此处理系统更有环境无害化优势.

4 经济性分析(Economic analysis)

本文以崇明A、B工程为例, 估算两模式生命周期的相关成本, 包括所有子系统, 如LCA中所定义, 从生活污水生产开始, 通过废水收集和处理, 最后重新排放到环境中.调查了生命周期的两个阶段：建设阶段、运营和维护阶段.分析数据来自政府机构、《上海建设工程标准与造价信息》、相关类似工程及公司、污水处理设备运营商和上海市现行的有关取费标准及文件规定等.

4.1 两种模式成本对比

两模式总成本及各生命周期阶段成本估算, 并折合成户均成本, 如表 5所示.成本计算范围包括原材料购买、电力消耗、劳动力工资、废弃处理等, 其中运行维护成本主要部分明细见表 6和7, 其中单位电价为0.75元/kWh, 每吨污泥处置费为100元.分散模式户均成本为1.66万元, 是原位模式的1.80万元的92.3%, 故分散模式更具经济性.分散模式收集系统的户均建设成本(8300元)约为原位模式(2990元)的3倍, 可知原位模式的收集系统更具经济性.分散模式处理系统的运行成本为原位模式的41.5%, 说明污水处理模式越集中, 其处理系统越具经济性.

表 6 分散模式处理系统成本明细 Table 6 Cost breakdown of decentralized mode processing system

表 7 原位模式户均运行维护成本成本 Table 7 Cost of operation and maintenance per household in in-situ mode
4.2 各阶段成本贡献分析

为了解污水处理模式成本的主要贡献阶段, 对不同阶段户均成本占比进行对比, 结果见图 4.原位模式的主要成本贡献阶段为处理系统建设与运行阶段, 超过总成本的80%, 减少处理装置的设备成本与运行电耗是主要优化手段.分散模式主要成本贡献阶段为收集系统建设阶段和处理系统建设阶段, 成本优化应重点考虑建设阶段材料及设备等.

图 4 不同阶段户均成本贡献分析图 Fig. 4 Analysis of household cost contribution at different stages
5 结论(Conclusions)

原位和分散模式环境影响总值分别为1.75×10-11和6.63×10-12, 户均成本分别为1.80万元和1.66万元.原位模式由于需要较少的管网系统, 因此收集系统更有环境无害化和经济优势.相反, 分散模式由于污水集中化处理, 降低了能源与资源的消耗, 因此处理系统更具优势.另外, 处理系统为污水处理模式主要环境影响贡献子系统, 其运行阶段为主要贡献阶段, 海洋生态毒性潜值和人体毒性潜值为主要环境影响类型.

参考文献
Balaguer-Barbosa N M, Xu X, Balaguer-Barbosa M, et al. 2017. An evaluation of the sustainability of onsite wastewater treatment systems for nutrient management[J]. Water Research, 121: 186-196.
Brown V, Jackson D W, Khalife M. 2010. 2009 Melbourne metropolitan sewerage strategy:a portfolio of decentralised and on-site concept designs[J]. Water Science Technology, 62(3): 510e517.
陈轶嵩, 丁振森, 王文君, 等. 2019. 氢燃料电池汽车不同制氢方案的全生命周期评价及情景模拟研究[J]. 中国公路学报, 32(5): 176-184.
Cheng S, Li Z, Uddin S M N, et al. 2018. Toilet revolution in China[J]. Journal of Environmental Management, 216: 347-356.
崔育倩. 2013.农村分散式污水处理模式系统及应用研究[D].青岛: 青岛大学
Cardona J A, Segovia O C, Boettger S, et al. 2017. Reuse-oriented decentralized wastewater and sewage sludge treatment for rural settlements in Brazil:A cost-benefit analysis[J]. Desalination and Water Treatment, 91: 82-92.
Cornejo P K, Zhang Q, Mihelcic J R. 2016. How does scale of implementation impact the environmental sustainability of wastewater treatment integrated with resource recovery?[J]. Environmental Science & Technology, 50(13): 6680-6689.
Cornejo P K. 2015.Environmental Sustainability of Wastewater Treatment Plants Integrated with Resource Recovery: The Impact of Context and Scale by Pablo K. Cornejo[D]. University of South Florida
Hellstrom D, Jonsson L. 2006. Evaluation of small on-site wastewater treatment systems[J]. Management of Environmental Quality:An International Journal, 17(6): 728e-739.
Kalbar P P, Karmakar S, Asolekar S R. 2016. Life cycle-based decision support tool for selection of wastewater treatment alternatives[J]. Journal of Cleaner Production, 117: 64-72.
Kerstens S M, Hutton G, Firmansyah I, et al. 2016. An integrated approach to evaluate benefits and costs of wastewater and solid waste management to improve the living environment:The Citarum River in West Java, Indonesia[J]. Journal of Environmental Protection, 7(11): 1439-1465.
Kerstens S M, Leusbrock I, Zeeman G. 2015. Feasibility analysis of wastewater and solid waste systems for application in Indonesia[J]. Science of the Total Environment, 530-531: 53-65.
Lehtoranta S, Vilpas R, Mattila T J. 2014. Comparison of carbon footprints and eutrophication impacts of rural on-site wastewater treatment plants in Finland[J]. Journal of Cleaner Production, 65: 439e446.
Lienhoop N, Al-Karablieh E K, Salman A Z, et al. 2014. Environmental cost-benefit analysis of decentralised wastewater treatment and re-use:a case study of rural Jordan[J]. Water Policy, 16(2): 323.
刘春涛, 刘秀洋, 王璐. 2009. 辽河河口生态系统健康评价初步研究[J]. 海洋开发与管理, (6): 45-50.
Lutterbeck C A, Kist L T, Lopez D R, et al. 2017. Life cycle assessment of integrated wastewater treatment systems with constructed wetlands in rural areas[J]. Journal of Cleaner Production, 148: 527-536.
International Standard.Environmental management-Life cycle assessment[S]. ISO 14040: 2006(E)
Jorsaraei A, Gougol M, Van LIER J B. 2014. A cost effective method for decentralized sewage treatment[J]. Process Safety and Environmental Protection, 92(6): 815-821.
农村人居环境整治三年行动方案[EB/OL].[4]. http://www.wanfangdata.com.cn/details/detail.do?_type=perio&id=xnc201804002
申国泽, 唐志坚, 邓非凡, 等. 2016. 农村生活污水处理工艺优选方法研究[J]. 环境工程, (6): 10-13.
苏东辉, 郑正, 王勇. 2005. 农村生活污水处理技术探讨[J]. 环境科学与技术, 28(1): 79-81.
Van A M, Cardona J A, Lee M Y, et al. 2015. A new approach to implementing decentralized wastewater treatment concepts[J]. Water Science and Technology, 72(11): 1923-1930.
童乐. 2013.工业园区污水再生利用系统生命周期评价[D].南京: 南京大学
王多多. 2018.河口岛屿生态脆弱性评价[D].上海: 华东师范大学
王倩, 张玲玲, 苍大强, 等. 2017. 基于GaBi软件的钢铁工业球团工艺LCA生命周期评价[J]. 冶金能源, 36(5): 3-6.
Weiss P, Eveborn D, Karrman E, Petter Gustafsson J. 2008. Environmental systems analysis of four on-site wastewater treatment options[J]. Resour. Conserv.Recycl, 52(10): 1153e1161.
杨少鹏, 王志平, 何义亮, 等. 2018. 不同排水模式对于农村水环境质量的影响[J]. 环境工程, 36; 239(5): 6-10.
张明成. 2006.河口岛屿型地区水资源承载力研究[D].上海: 华东师范大学
中共中央办公厅, 国务院办公厅.2018.农村人居环境整治三年行动方案[OL].中共中央办公厅、国务院办公厅, 2018-02-05, http://www.gov.cn/zhengce/2018-02/05/content_5264056.htm
周圣贤. 2019. 浅谈崇明岛国家地质公园旅游产品开发设计[J]. 风景名胜, (7): 4-4.