餐厨垃圾是指家庭、餐馆、饭店、单位食堂等的饮食剩余物以及厨房的果蔬、肉食、油脂、面点等的加工过程废弃物，包括餐饮垃圾和厨余垃圾^[8]。目前，我国垃圾分类处于起步阶段，难以从混合收集的生活垃圾中剥离出餐厨垃圾产生量进行准确计算，因此通过查阅统计年鉴和检索文献的方式估算天津市餐厨垃圾产生量。相关研究表明天津市餐厨垃圾占生活垃圾比例为50.80%^[2]，结合天津市生活垃圾清运量得出餐厨垃圾日产生量和人均日产量。2012年到2021年之间，天津市餐厨垃圾日产生量从2 588 t·d⁻¹增长至4 672 t·d⁻¹，增长了1.8倍，人均日产生量也从0.19 kg·(人·d)⁻¹增长至0.34 kg·(人·d)⁻¹。

为获得天津市餐饮垃圾产生分布情况，本研究以餐饮服务为检索关键词，使用Python抓取天津市各区的餐饮店分布和数量，POI（point of interest）数据来自于高德地图，使用GIS制作天津市餐厨垃圾产生分布图（图1）。截至到2023年7月天津市共有52 821家餐饮单位，其中滨海新区餐饮数量最多，占全市15.74%，宁河区为最少仅占1.91%，且分布较为分散，不利于餐厨垃圾的收集运输。结合图1和天津市人口数量，天津市中心六区（红桥区、南开区、和平区、河西区、河东区、河北区）人口占全市28.05%，而餐饮单位占比32.29%；环城四区（东丽区、西青区、北辰区、津南区）人口占29.26%，餐饮单位占28.43%；远郊五区（蓟州区、宝坻区、武清区、静海区、宁河区）人口占27.78%，餐饮单位数量占23.53%。目前天津市一共有9家餐厨垃圾处理厂，累计设计处理规模2 400 t·d⁻¹，其中厨余垃圾占600 t·d⁻¹。对此，中心六区、环城四区和滨海新区可以利用餐饮密集的优势推动垃圾分类、统一收运、集中资源化处置，利于“喂饱”现有餐厨垃圾处理厂；远郊五区可以通过推行分散式餐厨垃圾处理设施或采取餐厨垃圾与其他有机废弃物联合处理来降本增效。另外，从上述产排特征及设计处理规模，结合《餐厨垃圾处理技术规范》餐厨垃圾计算公式可得出天津市厨余垃圾目标分拣率约为19%。然而，大部分餐厨垃圾处理厂的实际处理量只有设计规模的10%~70%，天津市厨余垃圾分拣率可能仅有1.90%~13.30%。

天津市目前主要有2种餐厨垃圾收运方式，即政府主导的环卫部门收运和由企业主导的市场化收运（表1）。政府主导的收运方式具有权威性、执法监督便捷的优势，但存在管理环节复杂、政府财政压力大的缺点。企业主导的收运模式可利用市场刺激推动餐厨垃圾的收运工作，提高餐厨垃圾收运单位的积极性，政府负责收运过程的监督和执法工作，相较于政府主导的收运方式更加经济高效^[9]。同时，负责终端处置的企业可以根据处置需求与餐厨垃圾产生单位进行直接沟通协调，提高餐厨垃圾收运质量，益于后续的资源化处置。市场化收运模式可减少政府的财政和管理压力，并提高政府的监督效率。天津市中心六区、环城四区和滨海新区餐厨垃圾产生量大且分布较为集中，由一家拥有特许经营权的企业收运为主，政府环卫部门收运为辅。远郊五区餐饮单位分布较为分散，区域较大，由各区环卫部门负责收运，送往对应的餐厨垃圾处理厂。

根据图1对各区餐厨垃圾处理厂收运半径进行测算，西青区、蓟州区、宁河区、静海区的处理厂平均收运半径定为20 km；东丽区、北辰区、滨海新区，宝坻区处理厂平均收运半径30 km；由于津南区处理厂负责处理全市主要大型餐饮单位、食堂等产生的餐厨垃圾，平均收运半径较大，约为50 km。

根据《天津市环卫设施布局规划（2019—2035年）》，餐厨垃圾处理范围覆盖全市16个区，规划原则以中心四区和环城六区统筹考虑，远郊五区和滨海新区依据各区实际情况科学规划餐厨垃圾处理厂和处理规模^[10]。天津市餐厨垃圾处理项目的处理现状如表2所示，共有9家处理厂涉及餐厨垃圾处置业务，按照处理工艺可分为高温发酵、厌氧消化、焚烧发电3种主要技术方向，餐饮垃圾设计处理能力1 800 t·d⁻¹，厨余垃圾设计处理能力600 t·d⁻¹，共计2 400 t·d⁻¹。采用高温发酵工艺的处理量为600 t·d⁻¹，厌氧消化工艺的为1 250 t·d⁻¹，其余采用焚烧发电工艺。从区域上看，中心六区、环城四区、滨海新区采用厌氧消化和高温发酵的资源化工艺，远郊五区采用以焚烧发电为主的减量化技术，造成该差异的原因可能是远郊五区的收运量有限、含油率低、杂质多、有机质含量不高，提油后的固渣与生活垃圾焚烧更为经济。目前大部分餐厨垃圾处理厂的处理量远未达到设计值，一方面由于厨余垃圾分拣率不高，实际收运量不足，另一方面实际分配到每个厂的餐厨垃圾收运量差异较大，严重偏离其设计能力。

生命周期评价（life cycle assessment，LCA）适用于环境影响分析，其优势在于对废物管理系统的流程提供全面、透明的概述，并对废物管理体系的环境消耗进行量化^[11]。本研究通过总结各处理厂的技术工艺将其归纳为3类，其中厌氧消化分为单独厌氧和协同厌氧，一共4条处理路线，分别对其评价分析。系统输入考虑餐厨垃圾处理阶段的能量消耗、物质消耗，系统输出包括能量产出、污染物排放、物质回收等，选取1 t餐厨垃圾作为功能单元，系统边界如图2所示。

本研究4条路线的物质能量输入输出数据来源包括实际工程运行数据、环评报告以及文献参考。共有技术单元中的能量消耗结合设备功率和运行时长进行确认，总能量消耗与实际工程数据一致。协同厌氧路线中餐厨垃圾和污泥粪便的掺混比例为1∶1，污泥粪便经压榨脱水后进入调浆池，后续固渣处置不在本研究范围，不做考虑。

1）共有技术单元。收集运输。收运单元的污染物排放主要来自车辆的柴油消耗，不同处理厂所处区域和收集范围造成收运距离不同，根据图1所示的餐饮单位和处理厂位置对4种路线的收运半径进行测算。高温发酵路线的收运半径为50 km、焚烧发电路线收运半径20 km、单独厌氧消化及沼气发电路线（单独厌氧路线）收运半径20 km、协同厌氧消化及沼气发电路线（协同厌氧路线）收运半径30 km。使用载重5 t的餐厨垃圾收运车收运^[12]，平均油耗0.22 L·km⁻¹，柴油排放数据参考国内餐厨垃圾收运车柴油生命周期清单数据^[12-13]，收运过程无组织排放气体难以收集与定量，暂不作考虑。

预处理。餐厨垃圾预处理系统分为餐饮垃圾预处理系统和厨余垃圾预处理系统。餐饮垃圾预处理采用“接收斗收料+螺旋大物质分拣+破碎制浆分选+除砂除杂”工序，厨余垃圾预处理采用“接收斗受料+粗破碎+螺旋大物质分拣+破碎制浆分选+除砂+除杂”工序，主要涉及的设备有抓斗起重机、喂料斗、挤压脱水机、输送机、除杂分离机等。协同厌氧路线需要对污泥、粪便进行固液分离，浆液送入粪污缓冲池，再与餐厨垃圾浆液一起进入调浆池，分离出的固渣经挤压脱水，最后送入焚烧发电单元。污泥、粪便仅考虑预处理单元，后续固渣外运，与本研究关注的餐厨垃圾处置评价无关，暂不作考虑。依据环评报告，预处理阶段的污染物排放包括NH₃、H₂S气体，在负压下收集效率为95%，无组织排放的NH₃、H₂S气体则按照收集总量的5%计算。焚烧发电路线预处理电耗7.98 kWh·t⁻¹，高温发酵路线与单独厌氧路线的预处理电耗均为5.04 kWh·t⁻¹，协同厌氧路线预处理电耗6 kWh·t⁻¹。

三相分离。餐厨垃圾浆液加热后泵送入三相离心机，被分成粗油脂、固渣和有机废水3个部分。废水进入废水池暂存，部分送至破碎制浆机参与调浆，剩余废水送至匀浆池与固渣（及其他垃圾浆液）混匀后送至厌氧消化系统。三相分离单元设备主要有制浆机和三相分离机。高温发酵路线和焚烧发电路线在本阶段的电耗均为9.14 kWh·t⁻¹，单独厌氧路线在该阶段的电耗为9.81 kWh·t⁻¹，协同厌氧路线的则为14.80 kWh·t⁻¹。

油脂提纯。油脂提纯系统是对粗油脂进行提纯，将少量的固渣和水分离出去，使毛油纯度达到98%以上。主要设备包括立式提油机、输油泵等。4条路线油脂提纯单元的电耗均为1.04 kWh·t⁻¹。4条路线的处理厂由于收运区域、管理模式以及政策支持等多方面原因造成餐厨垃圾油脂产出差异，高温发酵路线负责收运区域餐饮单位多，餐厨垃圾含油率高，同时采取收运企业主导的收运模式，具有较高的收运效率和收运质量。焚烧发电路线负责收运区域餐饮单位数量较少，分布较为分散，主要以厨余垃圾为主，餐厨垃圾含油率低。

污水处理。由于各路线污水处理单元采用技术工艺不同，该单元以机器功率和运行时间作为评价依据^[14]，将电力消耗和污染物排放作为清单数据，污染物排放数据来自工程环评报告。高温发酵路线和焚烧发电路线污水处理的电耗为19.47 kWh·t⁻¹，单独厌氧路线、协同厌氧路线三相分离的电耗分别为7.90 kWh·t⁻¹与13.48 kWh·t⁻¹。

2）不同技术单元。高温发酵。高温发酵技术是利用微生物在适宜的温度、湿度、含氧量等条件下对餐厨垃圾（或和其他有机废弃物）进行快速发酵，使各种有机物得到降解和转化，产品可作为饲料、有机肥、土壤改良剂等^[15]。该路线通过调整菌种、辅料、原料的含水率以及C/N和工艺参数既可以满足蛋白饲料的生产，也可以实现生物有机肥的制备，本研究设定全部生产有机肥，即餐厨垃圾经过三相分离后的固相采用高温发酵制取有机肥。1 t餐厨垃圾可产生200 kg有机肥，按照其氮、磷、钾含量，可以替代40%的工艺氮肥、100%的工业磷肥和工业钾肥^[16]，环境影响因子来自eBlance-CLCD Database^[17]。根据高温发酵路线的收运区域，结合相同模式处理厂餐厨垃圾的含油率6%，1 t粗油脂可以生产803 kg生物柴油^[18]，生物柴油热量在38.81~46.27 MJ·kg⁻¹之间^[19]，典型值取平均数42.54 MJ·kg⁻¹，柴油热值46.27 MJ·kg⁻¹，故1 kg生物柴油可以替代0.92 kg柴油。

焚烧发电。焚烧发电是一种高效的垃圾减量化处理路线，但是餐厨垃圾含水量高、热值低，导致其直接焚烧较为困难。本研究中焚烧发电路线的某处理厂设计处理能力餐饮垃圾和厨余垃圾各100 t·d⁻¹，餐厨垃圾经过预处理和三相分离工序分离出的油脂泵入室外储油罐，作为副产品外售，水相泵送至污水处理系统进一步处理，固相和其他工序分离出的固渣共计0.58 t·FU⁻¹，随生活垃圾进入焚烧炉焚烧。焚烧过程由燃烧、热交换、烟气处理和发电等环节组成，产生的能量根据固渣的热值和焚烧炉的产电效率进行测算，固渣的热值2 100 KJ·kg⁻¹，发电效率30%^[20]，固渣发电101.50 kWh·t⁻¹。

单独厌氧消化及沼气发电。厌氧消化技术具有生物质能回收、二次污染轻及占地面积小等优势被广泛应用于餐厨垃圾处理^[21]，是餐厨垃圾资源化利用的重点方向。天津市某单独厌氧路线处理厂由于收运量严重不足，实际处理量仅为设计规模的20%左右。本研究假设随着垃圾分类的推进，各处理路线会达到设计规模处理量并以此进行计算。通过调研与核算，单独厌氧路线用电消耗为36.36 kWh·t⁻¹，与李欢等^[22]的报道的32 kWh·t⁻¹相近。此过程还产生87.50 m³沼气和0.39 t沼渣，沼气通过“湿法脱硫+干法脱硫”的组合工艺脱硫后用来发电。沼渣与预处理阶段分离出的固体杂质进入生活垃圾焚烧厂焚烧发电。

协同厌氧消化及沼气发电。协同厌氧路线不同于单独厌氧路线，采用和污泥、粪便等厌氧共消化的方式处理餐厨垃圾。该技术不仅能解决餐厨垃圾单一厌氧消化容易酸化的问题，还可以实现有机废弃物的协同处理和高效资源回收，被认为是改良传统厌氧消化的前景性技术^[23-24]。根据WANG等^[25]的研究，餐厨垃圾和污泥共消化不仅获得更高的有机物转化效率，同时还可节省108元·t⁻¹的运营成本。协同厌氧路线中餐厨垃圾和污泥粪便的掺混比例为1∶1，以此互补各底物中缺少的营养成分，调节消化底物的C/N至厌氧消化的适宜范围，提高底物降解效率。污泥粪便经压榨脱水后进入调浆池，污水进入污水处理系统，由于是其他有机废弃物的污水，其后续处置在本研究中不做考虑。协同厌氧路线处理厂采取湿式中温厌氧消化工艺，产生91.19 m³·FU⁻¹的沼气用于发电，0.40 t·FU⁻¹沼渣进入生活垃圾焚烧单元焚烧发电。

3）数据汇总与清单分析。综合上述共有技术工艺与4条不同技术单元的生命周期分析，数据清单如表3所示。

影响评价是对清单分析阶段的数据进行定性和定量排序。本研究根据餐厨垃圾研究系统的特征、目标，考虑温室气体排放，大气和水体污染，以及生产活动对人体健康影响，选取全球变暖潜力（GWP）、酸化潜力（AP）、富营养化（EP）、光化学烟雾（PS）、人体毒性（HTP）、颗粒物（Particle）6种环境影响类型作为评价指标，并对各阶段的数据进行整理，通过对各影响因子特征化计算得出各阶段的环境影响潜力，再通过归一化及加权的方法计算出各阶段的环境影响指数，以此建立评价模型，模型包括2个技术步骤^[26]：

1）特征化。特征化计算的目的是将每种环境影响类型中的不同物质以同一参数转化为统一的单元便于后续的加权计算。采用当量系数法进行计算，各影响类型所对应的当量系数来自相关文献^[27]，其计算公式如式(1)所示。

式中：C表示特征化数值；j表示环境影响类型；x表示污染物排放量数值；z表示归属于同一环境影响类型的不同物质；X表示当量系数。

2）归一化与加权。采用中国1990年环境影响负荷作为加权计算的基准值，对特征化计算得到的环境潜力进行归一化和加权赋值计算，全球变暖、酸化、富营养化、光化学烟雾、人体毒性以及颗粒物分别以CO₂、SO₂、NO₃⁻、C₂H₄、1,4-二氯苯（1,4-DCB）和PM10为参照物。6种影响类型的人均当量、基准单位和权重如表4所示。

归一化计算公式如式(2)所示。

加权计算公式如式(3)所示。

式中：N表示归一化数值；j表示环境影响类型；C表示特征化数值；S表示基准值；R表示环境影响指数；w表示权重系数。

通过物料清单与能量消耗，各环境影响类型经过影响因子特征化、标准化和赋权后，最终加和得到总环境影响潜力，4条路线环境影响潜力见图3。

全球变暖潜力与CO₂、CH₄、N₂O、NO_X等温室气体排放密切相关。4条路线的全球变暖潜力主要来自于收运环节的柴油燃烧和处置过程中的电力消耗，与ARYAN等^[29]研究结果相同。因此，通过提高餐厨垃圾收运质量、减少机器电耗、优化电力结构有利于降低全球变暖潜力。高温发酵路线产生的环境效益最好，每处理1 t餐厨垃圾可以减排206.10 kg CO₂-eq，主要得益于高温发酵回收的有机肥和油脂能够抵消大量温室气体排放负担，提升餐厨垃圾处理全过程的碳减排效益。对比单独厌氧和协同厌氧的全球变暖潜力发现，虽然协同厌氧在收运、预处理和污水处理环节消耗了更多的能量，但是由于回收了更多的电力和油脂，使得协同厌氧的碳减排量大于单独厌氧，有更明显的碳减排效益，其中油脂的回收效益明显，是造成这一差异的主要因素。

影响酸化和富营养化的主要受到SO₂、H₂S、NH₃、NO_X等物质的影响。收运环节的柴油燃烧会产生SO₂、NO_X等气体，是造成酸化影响的主要来源。杜欣等^[30]的研究结果也指出餐厨垃圾处理过程中的电耗和油耗是造成酸化潜力的主要原因。其次预处理和高温发酵过程中也会逸出H₂S、NH₃等气体，高温发酵路线收运半径最远，油耗最多，因此具有最高的酸化和富营养化潜力。对于富营养化潜力，COD、BOD等指标也是主要因素，集中在污水处理环节，向环境中排放含氮物质较多的废水。除此之外，电力消耗也是富营养化的原因之一。

光化学烟雾主要受到CH₄、CO、VOCs等物质的影响。在4种路线中，焚烧路线的光化学潜力最高，达到0.08 kg C₂H₄-eq，环境影响潜力占总的23.40%，原因在于焚烧单元逸出了较多的CH₄、CO等气体，可以通过优化焚烧设备烟气净化系统的性能减少光化学烟雾影响。不考虑收运阶段，单独厌氧路线和协同厌氧路线均产生0.06 kg C₂H₄-eq，高于高温发酵的0.02 kg C₂H₄-eq，因为沼渣焚烧单元中较高温发酵路线产生了更多的CO气体。

人体毒性和颗粒物受到NO_X、SO₂、PM10等物质的影响，在总环境影响潜力中占主导地位，主要是由于我国主要以火力发电为主，电力生产过程中产生了大量PM10、NO_X、SO₂等物质。XU等^[31]研究表明，使用更加清洁的混合发电相较于火力发电可以减少11.59%的1,4-DB eq和23.88%的PM10 eq。由此可见，优化用电结构有利于减少餐厨垃圾处理的上游污染物排放。高温发酵路线具有最高的颗粒物影响潜力，产生8.05 kg PM10 eq，全部来自电力消耗。焚烧发电路线具有最高的人体毒性影响潜力，产生0.72 kg 1,4-DCB eq。沼气发电和焚烧阶段也是废气污染物排放的关键环节，通过调节燃烧温度、烟气中氧浓度、烟气在高温区的停留时间等方法来抑制NO_X的生成或削减已产生的NO_X，可减少环境影响。

随着环保可持续性需求的深入，不同处理路线与技术单元存在差异性，针对不同路线需要完善具体技术单元细节分析，4个路线不同处理单元的环境影响负荷贡献占比如表5所示。高温发酵路线中环境影响潜力贡献较大的是高温发酵单元，原因在于高温发酵过程中加热蒸发能耗较高，温室气体和臭气逸出较多。此外，由于高温发酵路线收运半径最大，收运环节柴油燃烧排放在生命周期中占比也较高，可以通过优化收运路线或使用新能源收运车替代柴油车来减少污染物排放。焚烧发电路线中焚烧单元贡献占比达到51.06%，主要是焚烧过程中产生大量烟气和有毒有害物质，提高了焚烧单元环境影响潜力占比；其次是污水处理环节，影响潜力占全生命周期计算的28.53%，主要原因在于污水负荷高，较其他路线消耗更多的电力。单独厌氧和协同厌氧路线的环境影响排放在三相分离和厌氧单元表现明显，主要是能源消耗和污染物排放集中在这2个单元，而2种路线中环境影响潜力贡献占比差异则体现在收运和预处理单元，协同厌氧路线的收运半径较大，需要消耗更多的柴油，预处理环节也需消耗额外电力对餐厨垃圾和污泥进行调浆。

图4对4种处理路线的能量消耗和产出进行了分析，高温发酵路线的能耗主要集中在高温发酵单元，占全流程能耗的43.58%，其原因在于这一过程由高温发酵机和输送机完成，需要消耗大量的能源，而主要产物有机肥无能量产出。焚烧发电路线的能耗主要集中污水处理阶段，占到总能耗的50.68%，采用“CSTR厌氧+预处理（混凝+离心+气浮）+MBR+纳滤+反渗透”处理工艺，需要消耗更多电力。单独厌氧路线和协同厌氧路线能耗最大技术单元为三相分离单元，分别占总路线的27.74%和33.45%，其原因在于厌氧消化对进料要求严格，需要对餐厨垃圾进行破碎制浆和除砂除杂。焚烧路线、单独厌氧路线和协同厌氧路线均有能量产出可以项目自用，分别产生63.08、203.99和204.14 kWh·t⁻¹额外电力。从能量产出来看，3条路线均具有能量效益，其中协同厌氧路线最佳，可以通过和园区内其他有机废弃物处理项目联合共建来发挥其能量产出的优势^[32]。

图5显示4种处理路线的排放与回收影响潜力。4种餐厨垃圾处理路线的总环境影响潜力均为负，表明各路线的资源化产物均能抵消餐厨垃圾处理过程中的污染物排放和能量消耗。其中，高温发酵路线的综合环境影响潜力最好，该处理厂收集到的餐厨垃圾有机质含量高、含油率高，高效回收其中的有机质和油脂能抵消更多的环境负荷，有机肥的回收效益最大，占到总回收效益的59.43%。焚烧发电路线的电力消耗最少，净环境影响潜力高于单独厌氧路线和协同厌氧路线，对比张慧等^[7]研究结果在焚烧发电路线的净环境影响潜力有所不同，主要是由于系统边界，回收产物以及选取影响类型的差异，厌氧消化仍是优于焚烧发电工艺。协同厌氧路线较单独厌氧路线消耗了更多的电力，增加了环境排放，但是协同厌氧路线的净环境影响潜力比单独厌氧路线低20.25%，说明餐厨垃圾与其他有机废弃物一同共消化不仅可节省单独处置餐厨垃圾的基础设施，亦可提高污泥厌氧消化能量转化效率。同时，协同厌氧路线能够产生69.69 kg CO₂-eq的碳减排效益，与IORDAN等^[33]关于协同厌氧64.79 kg CO₂-eq的研究结果接近。

敏感性分析是对系统中一个或多个可能影响最终评价结果的因素进行影响程度分析。在清单分析中，4条餐厨垃圾处置路线具体收运和处置情况不同造成生命周期评价的结果有明显差异，其中餐厨垃圾的收运半径和含油率对评价结果影响较大，这与餐厨垃圾的政策支持、管理模式、产排特征、处理规模等紧密相关。因此，在敏感性分析中以各路线收运半径30 km和餐厨垃圾含油率4%作为计算基准，分别以20、40 km作为收运距离进行敏感性分析（图6），以3%和5%作为餐厨垃圾含油率进行敏感性分析（图7），正值代表环境影响增加，负值代表环境影响减少。收运距离增加10 km对焚烧发电路线影响最大，环境影响潜力增加2.23%；对单独厌氧和协同厌氧路线影响最小，仅增加1.09%。当餐厨垃圾含油率降低1%时，焚烧发电路线的环境影响潜力增加18.72%，单独厌氧路线的环境影响潜力增加9.12%。结果说明，优化餐厨垃圾三相分离技术，提高餐厨垃圾的提油率，是一种对企业而言更可行高效的减少环境影响的方式。

本研究在量化餐厨垃圾产排特征基础上与终端处理规模进行对比得出天津市厨余垃圾分拣率在1.90%~13.30%之间；梳理出4种餐厨垃圾收运与处置一体化技术路线，通过生命周期评价得出高温发酵技术路线具有最低的环境影响潜力（−0.030 8），主要是油脂和有机肥的环境替代效益，同时具有较好的经济效益；协同厌氧和单独厌氧技术路线的环境影响潜力位居其次，分别为−0.029 9和−0.024 5，具有较好的能量效益，分别贡献204.14 kWh·t⁻¹和203.99 kWh·t⁻¹外输电力；焚烧发电路线环境影响潜力最高（−0.005 7），敏感性分析显示，在4种路线中油脂含量低和收运距离远都会明显增加技术路线的环境影响潜力，优化三相分离技术，提高餐厨垃圾提油率是一种更可行高效的降低环境影响的方式。最后针对天津市餐厨垃圾处理企业普遍存在处理量不能满足设计规模的问题，建议相关部门在收运环节不断完善管理，同时加强资源化利用与无害化处置技术路线的引导，以此实现协同治理、降本增效以及综合效益的最大化。