タイの集中型および分散型廃水処理プラントのライフサイクル影響評価とライフサイクルコスト評価

Scientific Reports volume 12、記事番号: 14540 (2022) この記事を引用

1963 年のアクセス数

メトリクスの詳細

この研究では、ライフサイクルコスト評価 (LCCA) を使用して、集中型 (C) および分散型 (D) 下水処理プラント (WWTP) の 4 つの汚泥処理シナリオの費用対効果を調査します。環境への影響とコストは Stepwise2006 によって定量化されます。タイのバンコク（2022 ～ 2031 年）にとって最も環境的かつ財政的に実行可能な下水処理場建設オプションは、LCCA と正味現在価値 (NPV) の観点から決定されます。 D 処理シナリオの環境コストは、C 処理シナリオよりも低くなります。 C および D 肥料シナリオの総環境コストは、C および D 脱水シナリオよりも低くなります。 C-WWTP の機能単位あたりの純キャッシュフローは、D-WWTP よりも高くなります。 C 肥料シナリオは、LCCA 不足が最も低い (処理排水 1 m3 あたり -5.58 THB2020) ため、最も環境的にも経済的にも実行可能な処理シナリオです。したがって、汚泥の処理には堆肥化を採用すべきである。環境的かつ財政的に最も実行可能な下水処理場建設オプションは、LCCA 赤字が最も低く (-19 億 2,500 万 THB2020)、財務損失が最小である (NPV = -63 億 996 万 THB2020) ため、オプション I (10 年以内に 4 つの C-WWTP を建設) です。基本的に、首都の地方行政は、2022 年から 2031 年の廃水処理管理政策を策定する際のガイドラインとしてオプション I を採用する必要があります。

急速な人口増加と都市化により、廃水の収集と処理の需要が増大しています。都市化地域では、家庭排水は収集され、集中型 (C) または分散型 (D) の排水処理プラント (WWTP) で処理されます。 C 廃水の管理には通常、大規模な下水道ネットワーク、複雑かつ効率的な廃水収集システム、標準的な処理技術、および高い処理効率が関係します。一方、D-排水管理では、家庭排水が収集され、モジュール式サブシステムを使用して発生源の近くで処理されるため、複雑な下水道ネットワークの構築が不要となり、システムの柔軟性が向上します1。

C 廃水管理システムと D 廃水管理システムの間の投資決定には、下水道網の供給、土地利用の機会、熟練スタッフの利用可能性、財務的および技術的能力など、多くの要因が影響します2。その結果、多くの発展途上国では、財政上の制約を考慮して、D 廃水管理は C 廃水管理に代わる経済的に実行可能な代替手段とみなされています。

D-廃水処理システムの建設と運用のコストは、モジュール式サブシステムの数とレイアウトに応じて大きく異なります。さらに、大規模なモジュール式サブシステムを備えた D 処理システムの総コストは、D 処理システムの運用とメンテナンスの必要性が低いため、一般に C 廃水処理システムよりも低くなります。さらに、適切に設計された D モジュラーサブシステムは、C 廃水管理よりもコスト面での利点があります3。

Life cycle thinking focuses on the environmental and socio-economic impacts of a product or service through the entire lifecycle (2022)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR4" id="ref-link-section-d86418223e369"> 4. ライフサイクル評価 (LCA) は通常、人間の毒性、生態毒性、地球温暖化、富栄養化、資源の枯渇などの環境への影響に焦点を当てており、次の 4 つのステップで構成されます: (1) システムの境界、機能単位および仮定の定義、(2) 寿命サイクルインベントリ（LCI）、（3）ライフサイクル影響評価（LCIA）、および（4）解釈5、6。経済的影響については、ライフサイクルコスト（LCC）ではネットキャッシュフロー、つまり収入と支出の源泉が考慮され、ライフサイクルコスト評価（LCCA）ではLCCと環境コストが考慮されます7。

ライフサイクルコスト (LCC) の概念を組み込んだ既存の LCA 研究を表 1 に示します。本質的に、既存の研究は主に集中廃水処理システムに焦点を当てています。たとえば、Awad et al.8、Tabesh et al.9、Polruang et al. .10、ベルタンザら11。一方、Lorenzo-Toja et al.12、Lorenzo-Toja et al.13 は、LCA および LCC の観点から C 廃水処理システムと D 廃水処理システムの両方を調査しました。

しかし、LCCAを用いてC廃水処理システムとD廃水処理システムを比較検討した研究は存在しない。したがって、この現在の研究は、C 廃水管理と D 廃水管理を比較調査するために LCCA の概念を適用した最初の研究です。

具体的には、本研究の目的は、(1) 4 つの汚泥処理シナリオ（C 脱水、C 脱水、 C-肥料、D-脱水、D-肥料); (2) 環境への影響を最小限に抑え、純キャッシュフローを最大化する、最も費用対効果の高い汚泥処理シナリオを決定する。さらに、この研究は、LCCAと正味現在価値に関して、2022年から2031年までのタイの首都バンコクにおける最も環境的かつ財政的に最適な下水処理場建設の選択肢も決定する。

図 1 は、4 つの汚泥処理シナリオと 4 つの下水処理場建設オプションの全体的な研究枠組みと方法論を示しています。

(A.) 4 つの汚泥処理シナリオと (B.) 4 つの下水処理場建設オプションの全体的な研究枠組みと方法論。

システムの境界は、建設、下水処理場へのパイプラインによる廃水の収集と輸送、処理運営、システムの保守、汚泥管理を含む、ゆりかごから墓場までのライフサイクルです。タイ固有のデータが入手できないため、システム境界にはプラントの解体は含まれていません。機能単位 (FU) は、処理排水 1 立方メートル (m3) です。排水は国の規制機関の排水基準の要件を満たしています23。流入水と流出水の特性に関するデータは 2016 年から 2017 年のものです。

タイの首都バンコクには現在、8 つの集中型下水処理場 (バンスー、チャトゥチャック、チョンノンシー、ディンデーン、ノンカエム、ラタナコーシン、シプラヤ、トゥンクル工場) と 12 の分散型下水処理場 (バンブア、バンナー、ボンカイ、フアイクワン、フアマーク) があります。）、クロンチャン、クロントゥーイ、ラムイントラ、ロムクラオ、ターサイ、トゥンソンホン I および II）。

図 2 は、2 つの集中型 (C) 汚泥処理シナリオ: C 脱水および C-肥料 (分解) 処理シナリオ、および 2 つの分散型 (D) 汚泥処理シナリオ: D 脱水および D-肥料 (分解) 処理シナリオを示しています。

集中および分散汚泥処理シナリオの平均インベントリデータ: C 脱水、C 肥料、D 脱水および D 肥料。

The 2016–2017 average inventory data of the centralized (i.e., C-dewatering and C-fertilizer) and decentralized sludge treatment scenarios (D-dewatering and D-fertilizer) are also respectively provided in Fig. 2 and Table SI-1 of Supplementary Information (SI) (2018)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR24" id="ref-link-section-d86418223e1529"> 24. 分析では、この研究は、既存の 8 つの集中型下水処理場と、残りの分散型下水処理場が改修のため一時的に閉鎖されているかデータ不足のため、(12 のうち) 7 つの分散型下水処理場に焦点を当てています。集中型および分散型下水処理場の平均処理能力は、それぞれ 1 日あたり 139,000 立方メートルと 2,357 立方メートルです。下水処理場および下水道ネットワークシステムの耐用年数は 30 年と想定されています。

大気排出量は、気候変動に関する政府間パネルおよび米国環境保護庁のガイドラインに従って計算されます25、26。集中型下水処理場では、廃水処理からの副産物としての汚泥が嫌気的に消化されてバイオガスとなり、分解されて肥料になります。一方、分散型下水処理場では、汚泥を脱水処理して乾燥有機廃棄物とします。データが入手できないため、嫌気性消化の操作はこの研究から除外されています。

脱水は、汚泥の水分含有量を減らすために液体部分から固体を分離する機械的プロセスです27。この研究では、すべての集中型および分散型下水処理場に、汚泥の水分含有量を最大 3% 除去する濃縮システムが装備されています27。濃縮後、汚泥は集中廃水処理のためにトラックでノンカム下水処理場に輸送され、バイオガスと肥料に変換（つまり分解）されます。一方、分散型排水処理では、汚泥を天日乾燥させて埋め立て（脱水）します。

In the decomposition, 70% sludge and 30% organic matter are composted by the windrow method to improve the quality of compost (2018)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR24" id="ref-link-section-d86418223e1562">24. Seleiman et al28 によれば、汚泥には乾物 1 kg あたり 25.77 g、12.98 g、および 3.40 g の窒素、リン、カリウムが含まれています。

この現在の研究は、LCI 結果モデリングに依存しています。脱水には汚泥を埋め立て、分解には化学肥料の代替として利用します。

4 つの汚泥処理シナリオ (C-脱水、C-肥料、D-脱水、D-肥料) の LCI は、ecoinvent データベースに基づいて SimaPro の Stepwise2006 を使用して環境影響を評価されます。 SI の表 SI-2 には、Stepwise2006 手法における中間点影響カテゴリーの詳細が示されています。この研究は、人体毒性（発がん性物質）、人体毒性（非発がん性物質）、水生生態毒性、陸域生態毒性、地球温暖化（化石）、呼吸器有機物、呼吸器無機物、光化学オゾン、酸性化、水生富栄養化、陸生を含む 14 の環境影響に焦点を当てています。富栄養化、自然占有、非再生可能エネルギー、鉱物採掘。すべての環境への影響は、生態系への影響、人間の福祉、資源の枯渇という 3 つの損害カテゴリに分類されます。さらに、生態系への影響は、大気圏、岩石圏、水圏への影響に分類されます。

The environmental costs are determined by Stepwise monetary weighting factors that detail in Table SI-3 of SI29,30 and converted into the year 2020 Thai currency (THB2020) (2020)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR31" id="ref-link-section-d86418223e1594">31 は、購買力平価 (PPP) (つまり、PPPUS$2002 と PPTHB2002) および 2002 年と 2020 年のタイの国内総生産 (GDP) デフレーター指数を使用して計算されます。通貨換算の詳細は、SI の表 SI-4 に示されています。

ISO14044:20065 によれば、感度分析の目的は、最終結果の信頼性を評価することです。第一に、電力消費は環境への影響の主な要因である 32。したがって、すべての汚泥処理シナリオ (C-脱水、C-肥料、D-脱水、D-肥料) は電力消費量を 10% 削減することに成功すると想定されます 20。 %、および 30%。さらに、LCIA 手法の選択が環境への影響の結果に影響を与えることを示す証拠があります 33。その結果、本研究では、電力消費量を 10%、20%、30% 削減した場合の 4 つの汚泥処理シナリオ (C 脱水、C 肥料、D 脱水、D 肥料) の感度分析も実行します。 Stepwise2006 に加えて、CML-IA ベースラインと中間レベルの ReCiPe メソッド。

In the LCCA, the source of revenue (or cash inflow) is the sale of decomposed sludge fertilizer which is priced at 2 THB/kg. For the expenditures (or cash outflow), the construction costs, including the costs of collection system, treatment plant, and dewatering system, are gleaned from publicly available data and prior publications34,35,36. The operation and maintenance (O&M) costs include the costs of electricity, water supply, chemical reagents, sludge treatment, and administrative overheads, e.g., wage, management fee (Department of Drainage and Sewerage (2018)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR24" id="ref-link-section-d86418223e1638">24.

The construction and O&M costs are converted into the 2020 Thai baht (THB2020) based on the purchasing power parity (PPP) and gross domestic product (GDP) deflator index (2020)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR31" id="ref-link-section-d86418223e1647">31. PPP および GDP デフレーター指数は、3 つの通貨 (米ドル、ユーロ、タイバーツ) と複数の期間間の差異を調整するために使用されます。

4 つの汚泥処理シナリオ (C-脱水、C-肥料、D-脱水、D-肥料) の LCCA には、それぞれのキャッシュの流入と流出、および環境コストが伴います。この研究では、最も費用効果の高い汚泥処理シナリオは、最大の LCCA 黒字または最小の LCCA 赤字を実現します。

The current total capacity of the centralized and decentralized WWTPs in the capital Bangkok is 1,112,000 and 25,000 m3 per day, respectively. The new centralized WWTP in Minburi district is currently under construction and expected to be complete in 2022, with the maximum wastewater treatment capacity of 10,000 m3 per day. In 2021, all the existing WWTPs combined are capable of treating only 68.33% of Bangkok's municipal wastewater, given the per-capita daily wastewater generation of 0.2 m3 (2017)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR37" id="ref-link-section-d86418223e1670">37、人口は839万人38。

By 2027, the population of Thailand's capital Bangkok is projected to be 8.48 million, with the wastewater generation of around 1.70 million m3 per day. According to Department of Drainage and Sewerage (2018)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR24" id="ref-link-section-d86418223e1683">24,Japan International Cooperation Agency34, it takes two years to construct a centralized WWTP at the cost of 3358.27 million THB2020; and one year for a decentralized WWTP at the cost of 118.95 million THB2020. An annual budget of around 4500 million THB2020 is set aside for the construction of new WWTPs (Department of Drainage and Sewerage (2018)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR24" id="ref-link-section-d86418223e1698">24.

下水処理場の予算上の制約と処理能力の限界を考慮すると、バンコク首都局（BMA）は、2031 年までに都市下水処理の需要と供給に見合った将来の集中型および分散型下水処理場の環境的および経済的に最適な数を選択する必要があります。さらに、この研究では、 4 つの汚泥処理シナリオ (C 脱水、C 肥料、D 脱水、D 肥料) の環境コストと財務コストを使用して、建設する集中型および分散型下水処理場の最適な組み合わせ数 (つまり、オプション I、II) を決定します。、III、IV）。

In finance, net present value (NPV) is used in capital budgeting and investment planning to determine the profitability of an investment project. Mathematically, NPV is the present value of the future cash flows, discounted at the required rate of return, minus the initial investment. In this research, the discount rate or required rate of return is 10%, given that the discount rate of public infrastructure projects in developing countries is around 10%39. For the planned WWTPs to be constructed in the capital Bangkok, the sources of revenue are fee from wastewater treatment and sale of decomposed sludge fertilizer, while the expenditures include the O&M and environmental costs, excluding the construction cost since the WWTPs are public infrastructure projects funded from state coffers. The wastewater treatment fee is 2 THB2020 per m3 wastewater (2020)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR40" id="ref-link-section-d86418223e1716">40. この研究はまた、BMA が処理済み廃水料金の 80% を徴収できると仮定している。

図 1 は、2022 年から 2031 年の期間における 4 つの下水処理場建設オプションを示しています。4 つの集中型下水処理場を建設する (オプション I)、3 つの集中型下水処理場と 60 台の分散型下水処理場を建設する (オプション II)、2 つの集中型下水処理場と 127 台の分散型下水処理場を建設する (オプション III)。 1 つの集中型下水処理場と 194 個の分散型下水処理場を構築します (オプション IV)。

図 2 に示すように、集中処理（C 脱水および C 肥料）の平均投入量（電力、ポリマー、ポリマーの輸送、給水を含む）は、分散処理（D 脱水および C 肥料）の平均投入量よりも高くなります。 D-肥料）。一方、集中下水処理場の処理効率が高いため、大気（CO2、CH4）と水（BOD、総リン）の排出を含む集中処理の平均出力は低くなります。集中処理による直接的な温室効果ガス (GHG) 排出量は、分散処理よりも低くなります。ただし、集中処理による間接的な GHG 排出量 (つまり、電力消費量) は高くなります。集中処理シナリオの重金属含有量が高いのは、分散処理よりも集中処理の方が汚泥生成量が多いことに起因します。

Table 2 shows the contribution analysis results in terms of the environmental impacts of the four sludge treatment scenarios (C-dewatering, C-fertilizer, D-dewatering, D-fertilizer). Under all treatment scenarios, electricity consumption contributes negatively to almost all environmental impact categories, except for human toxicity (non-carcinogens), aquatic ecotoxicity, and aquatic eutrophication. Human toxicity (non-carcinogens) and aquatic ecotoxicity are inversely correlated to heavy metals in sludge, while aquatic eutrophication is inversely correlated to effluent quality. Electricity consumption of C-dewatering and C-fertilizer is the main contributor of mineral extraction, while the main contributor of mineral extraction of D-dewatering and D-fertilizer is tap water consumption. The mechanical aeration is responsible for the lion's share of the electricity cost in wastewater treatment10,16,32. The electricity consumption of the centralized treatment scenarios (0.873 kWh/m3 treated wastewater) is greater than the decentralized treatment scenarios (0.363 kWh/m3 treated wastewater). The average electricity consumption of 22 WWTPs in Spain (0.36 kWh/m3 treated wastewater)12 is lower that both centralized and decentralized treatment scenarios of this study. In comparison with Arashiro et al.21, the electricity consumption and sludge of the decentralized treatment in this study is lower. All of the environmental impacts, excluding aquatic eutrophication, of the centralized treatment scenarios are higher than the decentralized treatment scenarios. The aquatic eutrophication of the centralized treatment scenarios is lower than the decentralized treatment scenarios. This is attributable to lower total phosphorus in the effluent of the centralized treatment scenarios (0.73 g total P per m3 treated wastewater), compared to that of the decentralized treatment scenarios (1.52 g total P per m3 treated wastewater). In comparison with dewatering, sludge decomposition (i.e., for fertilizer) generates lower environmental impacts. According to Seleiman et al.28,Kominko et al.41, sludge is rich in nutrients that are beneficial for crop growth without contaminating groundwater and agriculture produce. However, in this current research, the heavy metals in sludge fertilizer, including copper, cadmium and mercury, exceed the regulatory limits on organic fertilizer standards42. To minimize food-related toxicity in human, the authorities thus stipulate that sludge fertilizers should be used in ornamental plants (Department of Drainage and Sewerage (2018)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR24" id="ref-link-section-d86418223e1795">24.

図 3 は、4 つの汚泥管理シナリオ (C-脱水、C-肥料、D-脱水、D-肥料) の総環境コストを比較しています。 C 脱水シナリオの総環境コストは最も高く (処理排水 1 m3 あたり 1.69 THB2020)、D 肥料シナリオの環境コストは最も低くなります (処理排水 1 m3 あたり 0.70 THB2020)。 4 つのシナリオすべての中で、生態系への影響が環境コストの最大の割合を占め (処理排水 1 m3 あたり 0.52 ～ 1.01 THB2020、または総環境コストの 59.98 ～ 73.71%)、生態系への影響の最大の割合は大気への影響です。 (処理排水 1 m3 あたり 0.35 ～ 0.90 THB2020、または総環境コストの 50.16 ～ 56.17%)。すべてのシナリオによる生態系と人間の福祉への影響は、総環境コストの 90% 以上をカバーします。集中汚泥処理シナリオ（C-脱水およびC-肥料）の総環境コストは、分散汚泥処理シナリオ（D-脱水およびD-肥料）よりも高くなります。脱水シナリオの総環境コスト（C 脱水および D 脱水の場合、処理排水 1 m3 あたり 1.69 および 0.83 THB2020）は、C および D-肥料シナリオの環境コスト（処理排水 1 m3 あたり 1.47 および 0.70 THB2020）よりも高くなります。

4 つの汚泥管理シナリオの総環境コストと 3 つの損害カテゴリー。

感度分析では、電力消費量が 10%、20%、および 30% 削減されたことを考慮すると、C 脱水シナリオと D-脱水シナリオの間で環境への影響に無視できる差があることが示されました。 C および D 肥料のシナリオでは、汚泥中の重金属、窒素、リンは、Stepwise2006、CML-IA ベースライン、および ReCiPe メソッドに基づく人体毒性、生態毒性、富栄養化および資源カテゴリーに影響を与えます。この発見は、Heimersson ら 43、Niero ら 44、Renou ら 45 と一致しています。

図 4 は、4 つの汚泥管理シナリオ (C-脱水、C-肥料、D-脱水、D-肥料) の収入と支出を示しています。 C および D 肥料シナリオに基づく汚泥肥料の販売による収益は、処理排水 m3 あたり 0.29 バーツおよび 0.25 バーツ 2020 です。支出に関しては、集中処理シナリオの建設および維持管理コスト（処理排水 1 m3 あたり 2.21 および 2.20 THB2020）は、分散型処理シナリオ（処理排水 1 m3 あたり 4.28 および 7.55 THB2020）よりも低くなります。この研究では、集中汚泥処理シナリオ (C 脱水および C 肥料) の総財務コストは、分散型汚泥処理シナリオ (D 脱水および D 肥料) よりも高くなります。しかし、この発見はJung et al.3と矛盾しています。

2020 タイバーツにおける 4 つの汚泥処理シナリオのキャッシュインフローとキャッシュアウトフロー。

The construction costs of the existing decentralized treatment scenarios are higher than the centralized treatment scenarios since most of the existing decentralized WWTPs in Thailand were constructed more than three decades and have treated wastewater using energy-inefficient technology, e.g., mechanical aerations46. The decentralized treatment scenarios are classified by the demand for electricity as the small general service and the centralized treatment scenarios as the large general service (2018)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR24" id="ref-link-section-d86418223e2686">24. The electricity cost (THB per kWh) of the small general service (or the decentralized treatment scenarios) of 1.21 THB2020 per m3 treated effluent was higher than that of the large general service (or the centralized treatment scenarios) of 0.70 THB2020 per m3 treated effluent (2021)." href="/articles/s41598-022-18852-y#ref-CR47" id="ref-link-section-d86418223e2699">47. 分散型処理シナリオの管理諸経費、例えば賃金、管理費（処理排水 1 m3 あたり 6.33 THB2020）は、集中処理シナリオ（処理排水 1 m3 あたり 1.46 THB2020）よりも高い。

図 5 は、4 つの汚泥管理シナリオ (C-脱水、C-肥料、D-脱水、D-肥料) の LCCA 結果を示しています。集中処理シナリオ (C-脱水および C-肥料) の LCCA (処理排水 1 m3 あたり、それぞれ -6.09 および -5.58 THB2020) は、分散型シナリオ (D-脱水および D-肥料) の LCCA (-12.67) よりも高いそれぞれ、処理排水1m3当たり-12.29THB2020）。 C および D 肥料シナリオの LCCA (処理排水あたりそれぞれ -5.58 および -12.29 THB2020/m3 ) は、C および D-脱水シナリオの LCCA (それぞれ、処理排水あたり -6.09 および -12.67 THB2020 1 m3 あたり) より高い）。分散処理シナリオ（D-脱水およびD-肥料）のO&Mコストは、総キャッシュアウトフローの59.61～60.24%を占めます（すなわち、建設コスト（33.80～34.16%）、環境コスト（5.60～6.59%）およびO&Mコスト）。集中処理シナリオ (C 脱水および C 肥料) とは異なり、建設費、O&M 費、環境費が総キャッシュアウトフローのそれぞれ 36.23 ～ 37.59%、36.06 ～ 37.41%、および 25 ～ 27.71% を占めます。

2020 タイバーツにおける 4 つの汚泥処理シナリオの LCCA。

最も費用対効果の高い汚泥処理シナリオとしては、C 肥料シナリオが、収益が最も高く、総キャッシュアウトフローが最も少ないことを考慮すると、環境的にも経済的にも実行可能なシナリオです。比較すると、汚泥分解（C-およびD-肥料シナリオ）の環境コストは、脱水（C-およびD-脱水シナリオ）の環境コストよりも低いです。一方、汚泥分解の純キャッシュフローは脱水の純キャッシュフローよりも大きくなります。

図 6 は、2022 年から 2031 年の期間における 4 つの下水処理場建設オプション (つまり、オプション I、II、III、IV) の LCCA 結果を示しています。 4 つのオプションの年間合計コストは、キャッシュインと比較してキャッシュアウトフローと環境コストが大きいため、マイナスになります。オプション I の LCCA 赤字は最も低く (2020 年 199 億 2,500 万 THB 減)、次にオプション II (2020 年 236 億 1,300 万 THB 減) が続きます。

4 つの下水処理場建設オプションの LCCA (2020 年 100 万タイバーツ)。

4 つの下水処理場建設オプションの NPV は、SI の表 SI-5 から SI-8 に示されています。マイナスの NPV は、現金流出 (支出) に対して現金流入 (収益) が減少していることに起因します。 NPV で測定した経済的損失は、オプション I (2020 年で -63 億 996 万 THB) が最も小さく、次にオプション II (2020 年で -69 億 3,815 万 THB) が続きます。一方、バンコク住民の現在の下水処理料金は、下水 1m3 あたり 2 THB2020 で、必要な最低料金の 3.5 倍を下回っています。

下水処理場建設オプション I は、2022 年から 2031 年までの 10 年間に 4 つの集中下水処理場を建設するもので、LCCA 赤字が最小（-19 億 2,500 万バーツ2020）で財政的損失が最小であることを考慮すると、首都バンコクにとって最も環境的かつ経済的に最適な下水処理場建設オプションである。 (NPV = −63億996万THB2020)。

研究結果は、4 つの汚泥処理シナリオすべてにおいて、ほぼ環境への影響の主な原因は電力消費であることを明らかにしています。水生富栄養化を除くすべての環境への影響は、分散型処理シナリオの方が集中型処理シナリオよりも低い。 D 肥料シナリオの総環境コストは最も低く (処理排水 1 m3 あたり 0.70 THB2020)、C 脱水シナリオの環境コストは最も高くなります (処理排水 1 m3 あたり 1.69 THB2020)。環境コストの最大の割合は、4 つのシナリオすべての生態系への影響です (総環境コストの 59.98 ～ 73.71%)。分散型処理シナリオの環境コストは、集中型処理シナリオよりも低くなります。 C および D 肥料シナリオの総環境コストは、C および D 脱水シナリオよりも低くなります。

集中処理シナリオ (C-脱水および C-肥料) の総財務コストは、分散処理シナリオ (D-脱水および D-肥料) の合計財務コストよりも大きくなります。分散型処理シナリオの構築および維持管理コストは、集中型処理シナリオよりも高くなります。 C 肥料シナリオの LCCA 赤字（収入、支出、環境コストを含む）は最小です。さらに、C 肥料シナリオは、最大の収益と最小の支出を考慮すると、環境的にも経済的にも実行可能な処理シナリオです。具体的には、汚泥処理に堆肥化を導入すべきである。

環境的かつ財政的に最適な下水処理場建設オプションは、LCCA 赤字が最小 (-19 億 2,500 万 THB2020) と最小の財務損失 (NPV = -63 億 996 万 THB2020) を考慮すると、2022 年から 2031 年の間に 4 つの集中型下水処理場を建設することです (オプション I)。基本的に、首都バンコクの地方自治体であるバンコク都庁は、2022 年から 2031 年の下水処理管理政策を策定する際のガイドラインとしてオプション I を採用する必要があります。

著者らは、インベントリデータとこの研究の結果が記事内および補足情報で入手できることを宣言します。

アンダーソン、Ｋ．ら。衛生、廃水管理、持続可能性: 廃棄物の処理から資源回収まで。第 2 版、(国連環境計画およびストックホルム環境研究所、2020 年)。

国連の水。（2017年）。

Jung、YT、Narayanan、NC & Cheng、Y.-L. 最適化モデルを使用した集中型および分散型排水管理システムのコスト比較。Ｊ．Ｅｎｖｉｒｏｎ．管理。 213、90–97。 https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2018.01.081 (2018)。

論文 PubMed Google Scholar

ライフサイクルイニシアチブ。ライフサイクル思考とは何ですか?、 (2022)。

ISO。 (国際標準化機構、スイス、2006 年)。

Yapıcıoğlu、P. & Demir、Ö。下水汚泥処理のライフサイクル評価 – 概要。 HU J. 工学部 02、78–92 (2017)。

Google スカラー

Gluch, P. & Baumann, H. ライフサイクルコスト計算 (LCC) アプローチ: 環境に関する意思決定におけるその有用性についての概念的な議論。建てる。環境。 39、571–580。 https://doi.org/10.1016/j.buildenv.2003.10.008 (2004)。

記事 Google Scholar

Awad, H.、Gar Alalm, M. & El-Etriby, HK 発展途上国の下水処理プラント改善のためのさまざまな代替案の環境およびコストのライフサイクル評価。科学。トータル環境。 660、57–68。 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2018.12.386 (2019)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

Tabesh , M. 、Feizee Masooleh , M. 、Roghani , B. & Motevallian , SS 廃水処理プラントのライフサイクル評価 (LCA): イラン・テヘランのケーススタディ。内部。 J. Civ. 工学黙示録 17 号、1155 ～ 1169 年。 https://doi.org/10.1007/s40999-018-0375-z (2019)。

記事 Google Scholar

Polruang, S.、Sirivithayapakorn, S. & Prateep Na Talang, R. 可変電力方式と排水管理プログラムに基づくタイの都市廃水処理施設の比較ライフサイクル評価。 J. クリーン。製品。 172、635–648。 https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2017.10.183 (2018)。

記事 Google Scholar

Bertanza、G. et al. 2 つの本格的な MBR および CAS 都市廃水処理プラントの比較: 技術経済環境評価。環境。科学。汚染。解像度 24、17383–17393。 https://doi.org/10.1007/s11356-017-9409-3 (2017)。

記事 Google Scholar

ロレンツォ・トージャ、Y. 他環境効率の観点から下水処理プラントのベンチマークを行います。科学。トータル環境。 566–567、468–479。 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2016.05.110 (2016)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

ロレンツォ・トージャ、Y. 他 LCA + DEA 法を使用したスペインの下水処理場の環境効率分析。水耐性 68、651–666。 https://doi.org/10.1016/j.watres.2014.10.040 (2015)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Hospido, A.、Moreira, MT & Feijoo, G. ガリシア (スペイン) の人口密集地における都市下水処理施設の比較。内部。 J. ライフサイクルアセスメント。 13、57–64。 https://doi.org/10.1065/lca2007.03.314 (2007)。

記事 Google Scholar

ロドリゲス・ガルシア、G. 他下水処理プラントの 6 つの類型の環境および経済的プロファイル。水耐性 45、5997–6010。 https://doi.org/10.1016/j.watres.2011.08.053 (2011)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

ジョージア州オンティベロスおよびEA カンパネラライフサイクルの観点から見た生物学的栄養素除去プロセスの環境パフォーマンス。バイオリソース。テクノロジー。 150、506–512。 https://doi.org/10.1016/j.biortech.2013.08.059 (2013)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Li, Y.、Luo, X.、Huang, X.、Wang, D.、Zhang, W. 都市下水処理場のライフサイクル評価: 蘇州のケーススタディ。中国。 J. クリーン。製品。 57、221–227。 https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2013.05.035 (2013)。

記事 Google Scholar

吉田 H.、Clavreul、J.、Scheutz、C.、TH クリステンセン都市下水処理場のライフサイクル評価に対するデータ収集スキームの影響。水耐性 56、292–303。 https://doi.org/10.1016/j.watres.2014.03.014 (2014)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Limphitakphong, N.、Pharino, C.、Kanchanapiya, P. タイにおける都市下水集中管理の環境影響評価。内部。 J. ライフサイクルアセスメント。 21、1789 ～ 1798 年。 https://doi.org/10.1007/s11367-016-1130-9 (2016)。

記事 CAS Google Scholar

Garfí, M.、Flores, L. & Ferrer, I. 小規模コミュニティ向け廃水処理システムのライフサイクル評価: 活性汚泥、建設された湿地および高率藻類池。 J. クリーン。製品。 161、211–219。 https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2017.05.116 (2017)。

記事 Google Scholar

新城 LT 他廃水処理と資源回収のための高率藻類池のライフサイクル評価。科学。トータル環境。 622–623、1118–1130。 https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2017.12.051 (2018)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

シン、A.ら。インドの廃水処理用本格的な移動床バイオフィルム反応器の技術的、衛生的、経済的、ライフサイクル評価。環境。科学。汚染。解像度 25、2552–2569。 https://doi.org/10.1007/s11356-017-0605-y (2018)。

記事 CAS Google Scholar

天然資源環境省。 69D (王立政府官報、2010)。

Google スカラー

排水・下水道局。 2014 年から 2017 年の統計情報、 (2018)。

IPCC。廃棄物Ch. 廃水の処理と排出、(2006)。

ウセパ。 (RIT インターナショナル、米国、2010 年)。

Tchobanoglous, G.、フロリダ州バートン、HD ステンセル廃水工学的処理と再利用。第 4 版、(Metcalf & Eddy, Inc、2003)。

Seleiman 氏、MF、Santanen 氏、A. 氏、Mäkelä 氏、PSA 農地の汚泥を肥料としてリサイクルする – 利点とリスク。リソース。保守します。リサイクルします。 155、104647。https://doi.org/10.1016/j.resconrec.2019.104647 (2020)。

記事 Google Scholar

Pizzol, M.、Weidema, B.、Brandão, M.、Osset, P. ライフサイクル評価における金銭的評価: レビュー。 J. クリーン。製品。 86、170–179。 https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2014.08.007 (2015)。

記事 Google Scholar

Weidema、BP 肉および乳製品の環境改善の可能性 (Eder P および Delgado L 編) (Institute for Prospective Technological Studies、セビリア、スペイン、2008 年)。

世界銀行。ワールドデータバンク、 (2020)。

Prateep Na Talang, R.、Sirivithayapakorn, S. & Polruang, S. さまざまな栄養素除去プロセスを備えたタイの集中都市廃水処理プラントの環境への影響と費用対効果。 J. クリーン。製品。 256、120433。https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2020.120433 (2020)。

記事 CAS Google Scholar

Sala, S.、Laurent, A.、Vieira, M. & Van Hoof, G. 結果の解釈と意思決定支援における LCA および LCIA の選択の影響。内部。 J. ライフサイクルアセスメント。 25、2311–2314。 https://doi.org/10.1007/s11367-020-01845-2 (2020)。

記事 Google Scholar

独立行政法人国際協力機構バンコクの下水処理施設の調査開始報告書。（タイ、バンコク、2011年）。

Kaosol, T. 汚泥処理のための嫌気性消化槽の最適操作条件、修士論文、カセサート大学、(1997)。

Shahid, K. & Hittinger, E. 政策インセンティブの費用対効果を判断するための、処理施設への食品廃棄物の転用の技術経済的最適化。 J. クリーン。製品。 279、122634。https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2020.122634 (2021)。

記事 Google Scholar

公害防止部。マニュアル: 家庭廃水処理システム、 (2017)。

国家経済社会開発評議会事務局。（Amarin Printing & Publishing Public Co., Ltd.、タイ、バンコク、2019年）。

Warusawitharana, M. 発展途上国の社会割引率。（連邦準備制度理事会、米国ワシントン DC、2014 年）。

排水・下水道局。バンコクの下水処理料金、 (2020)。

Kominko, H.、Gorazda, K. & Wzorek, Z. ナタネ作物の栄養価、重金属含有量、薬害を考慮したポーランドにおける下水汚泥ベースの有機鉱物肥料生産の可能性。Ｊ．Ｅｎｖｉｒｏｎ．管理。 248、109283。https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2019.109283 (2019)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

農務省。 122 9-10 (農業協同組合省、タイ、バンコク、2005 年)。

Heimersson, S.、Svanstrom, M.、Laera, G. & Peters, G. 廃水および汚泥管理システムにおける主要な窒素、リン、および炭素の流れに関するライフサイクルインベントリの実践。内部。 J. ライフサイクルアセスメント。 21、1197–1212。 https://doi.org/10.1007/s11367-016-1095-8 (2016)。

記事 CAS Google Scholar

Niero, M.、Pizzol, M.、Bruun, HG & Thomsen, M. 感度と不確実性分析を含む、デンマークにおける廃水処理の比較ライフサイクル評価。 J. クリーン。製品。 68、25-35。 https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2013.12.051 (2014)。

記事 CAS Google Scholar

Renou, S.、Thomas, JS、Aoustin, E.、Pons, MN 廃水処理 LCA における影響評価手法の影響。 J. クリーン。製品。 16、1098–1105。 https://doi.org/10.1016/j.jclepro.2007.06.003 (2008)。

記事 Google Scholar

Suriyachan, C.、Nitivattananon, V. & Amin、ATMN 都市開発のための分散型廃水管理の可能性: バンコクのケース。ハビタット国際空港 36、85–92。 https://doi.org/10.1016/j.havetint.2011.06.001 (2012)。

記事 Google Scholar

首都圏電力公社。電気料金表、 (2021)。

リファレンスをダウンロードする

著者らは、SimaPro ソフトウェアのサポートに対してカセサート大学工学部に深く感謝の意を表したいと思います。

カセサート大学工学部環境工学科、バンコク、10900、タイ

ルチャヤ・プラティープ・ナ・タラン、サーニャ・シリヴィタヤパコーン、スチーラ・ポルルアン

PubMed Google Scholar でこの著者を検索することもできます

RP: 作品のデザイン、分析、調査、データの解釈、および原案の作成。 SS: 概念化と監督。 SP: 概念化、リソース、データの解釈、執筆、レビューと編集。

スチーラ・ポルルアンへの通信。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

シュプリンガーネイチャーは、発行された地図および所属機関における管轄権の主張に関して中立を保ちます。

オープンアクセスこの記事はクリエイティブコモンズ表示 4.0 国際ライセンスに基づいてライセンスされており、元の著者と情報源に適切なクレジットを表示する限り、あらゆる媒体または形式での使用、共有、翻案、配布、複製が許可されます。クリエイティブコモンズライセンスへのリンクを提供し、変更が加えられたかどうかを示します。この記事内の画像またはその他のサードパーティ素材は、素材のクレジットラインに別段の記載がない限り、記事のクリエイティブコモンズライセンスに含まれています。素材が記事のクリエイティブコモンズライセンスに含まれておらず、意図した使用が法的規制で許可されていない場合、または許可されている使用を超えている場合は、著作権所有者から直接許可を得る必要があります。このライセンスのコピーを表示するには、http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/ にアクセスしてください。

転載と許可

Prateep Na Talang, R.、Sirivithayapakorn, S.、Polruang, S. タイの集中型および分散型廃水処理プラントのライフサイクル影響評価とライフサイクルコスト評価。 Sci Rep 12、14540 (2022)。 https://doi.org/10.1038/s41598-022-18852-y

引用をダウンロード

受信日: 2022 年 4 月 22 日

受理日: 2022 年 8 月 22 日

公開日: 2022 年 8 月 25 日

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-18852-y

次のリンクを共有すると、誰でもこのコンテンツを読むことができます。

申し訳ございませんが、現在この記事の共有リンクは利用できません。

Springer Nature SharedIt コンテンツ共有イニシアチブによって提供

コメントを送信すると、利用規約とコミュニティガイドラインに従うことに同意したことになります。虐待的なもの、または当社の規約やガイドラインに準拠していないものを見つけた場合は、不適切としてフラグを立ててください。