为了解决PLCA在系统边界确定和清单数据收集上的弊端, Lave等将经济投入产出表分析方法引入生命周期评价中, 创建了投入产出生命周期评价模型（也称经济投入产出生命周期评价, Economic input-output LCA, EIO-LCA）^{[16, 22]}。投入产出表是由列昂 惕夫（Leontief）于20世纪30年代研究并创立的一种反映经济系统各部门之间投入与 产出数量依存关系的分析方法^[23]。这种分析方法在1965年以前主要用于经济分析, 之 后随着资源环境问题的日益显著, 逐渐被引入到自然资源开发利用与环境保护等各个领域^{[16, 24, 25]}。

与PLCA不同, EIO-LCA是基于投入产出表建立的一种自上而下的生命周期分析方法。它首先利用投入产出表计算出部门层面的能耗及排放水平, 再通过评价对象与经济部门的对应关系评价具体产品或服务环境影响。由于投入产出表的边界为整个国民经济系统, 因而环境投入产出模型的核算边界也为整个国民经济系统, 故而能够完整地核算产品或服务的能耗及环境影响。此外投入产出表是以货币的形式反映各部门之间的物质和能量流动, 因而对于某个部门的产品或服务而言, 采用投入产出表可以分析其他行业部门为生产该产品或服务所引起的间接能耗与排放。投入产出生命周期评价模型的计算过程可用矩阵表示, 首先获得各部门的直接能耗及排放矩阵, 然后通过与反映各部门之间直接和间接投入产出关系的直接消耗系数矩阵（来源于投入产出表）相乘, 即可得到国民经济各部门的能源消耗或环境排放强度（代表的是该部门每单位货币产出的能耗或排放）^[5]。在评价具体产品时, 只需要将所评价的产品或服务的价格乘以其在投入产出表中对应部门的能耗或排放强度, 即可算出该产品生产或服务提供过程所引起的全部能耗或排放。

目前, 采用EIO-LCA方法对产品或服务进行评价主要有三种形式：直接部门对应、划分产品或服务生产过程以及划分投入产出表^{[5, 6, 26]}（如图1所示）。在核算中采取何种形式, 要看产品或服务与投入产出表中的部门是否具有良好的对应关系。具体来看, 当产品或服务与部门对应关系较好时, 可以直接将产品或服务的价格与相应的部门能耗或排放因子相乘[如图1(a)], 而当产品或服务与部门匹配关系不明确时, 则需要理清产品或服务生产过程中的设备及原料等投入, 再将这些投入对应到相应部门进行环境负荷计算并加和[如图1(b)]。另一种解决产品与部门不对应的方法则是通过划分现有部门或者新建部门使之与所要评价的产品或服务相对应[如图1(c)]。

图1

Fig. 1

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	图1 投入产出生命周期评价分析框架示意图Fig. 1 The schematic diagram of input-output life cycle assessment

由于EIO-LCA提供的能耗及排放强度是部门层面的, 因而该方法最早主要应用于国民经济各部门能耗及排放结构等宏观分析^{[27, 28, 29]}。随后EIO-LCA方法也不断被应用于建筑业、水电、可再生能源工程等的环境影响评价中, 但较少应用于工业产品评价^{[30, 31]}。近年来, 北京大学工学院陈国谦课题组利用不同年份和区域投入产出表构建了EIO-LCA模型, 引入了能、温室气体、能值（Emergy）和 （Exergy）等生态环境要素以及水、土地等自然资源要素, 形成了多区域、多尺度及多要素的环境投入产出数据库, 并对我国宏观经济体进行了研究, 估算了国民经济各部门自然资源消耗及温室气体排放量^{[32, 33, 34, 35]}。

图2

Fig. 2

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	图2 PLCA核算过程中的横向与纵向截断误差示意图Fig. 2 The horizontal and vertical truncation error of PLCA method

采用EIO-LCA模型进行产品或服务评价最有价值之处在于消除了PLCA计算过程中的截断误差。这种截断误差包含两个方面, 即横向截断误差和纵向截断误差。如图2所示, 由于PLCA在清单分析过程中无法将所有物料消耗全部收集, 且无法包含劳动力和资本等非实物投入带来的计算误差, 称之为横向截断误差。而由于时间和人力物力所限, 核算过程无法将各投入从资源开采到产品生产全过程的环境影响进行计算造成的误差则属于纵向截断误差。Lenzen和Treloar采用PLCA和EIO-LCA对澳大利亚135个经济部门进行生命周期评价, 结果表明31%的工业部门截断误差超过50%, 而能源投入为主的部门一般截断误差较小^{[14, 36]}。EIO-LCA模型虽然能避免截断误差, 但其计算精确性和针对性却不如PLCA。由于EIO-LCA是采用部门层面的强度数据进行评价, 因而评价结果只能是部门平均水平, 而不能对部门内的产品进行比较, 这称之为部门聚合误差。因此在实际应用中EIO-LCA主要用于评价部门层面, 而几乎不单独应用于具体产品的评价^[14]。EIO-LCA的其他缺陷还表现在时间滞后性上, 投入产出表每隔几年发布一次（一般为5 a）, 因而不能很好地反映当前技术水平。该方法还需要大量的基础数据作为支撑, 以建立环境投入产出系数矩阵。此外, EIO-LCA仅能反映产品或服务的生产阶段, 不能反映其使用阶段, 因而该方法的评价结果并不能反映全生命周期情况。关于PLCA与EIO-LCA的比较见表1。

表1

Table 1

表1(Table 1)

表1 PLCA与EIO-LCA的比较 Table 1 Comparison of PLCA and EIO-LCA 比较主题 问题 PLCA EIO-LCA 边界 边界确定 根据数据质量主观确定边界 整个国民经济系统 直接和间接 必须通过反复迭代才能计算间接影响 自动包含直接和间接影响 进出口 可以准确计算进口原料的环境影响 一般视评价对象为本国生产的产品, 采用多尺度投入产出分析方法可在一定程度上区分国内外产品[37, 38] 数据 类型 公共数据或私人数据 公共数据 时效性 可根据需要收集近期数据 间隔数年定期发布 完整性 不完整 完整的国民经济数据 针对性 可对具体产品进行评价 只能将部门内产品统一评价 单位 实物单位 货币单位 数据来源 常引用其他文献参数, 与评价对象产地、生产时间不一致[39] 构建能耗及排放强度数据库 生命周期阶段 运行、使用阶段 依数据条件而定 不包括 最终处置阶段 依数据条件而定 不包括 结果分析 结果重现 公共数据情况下可以 可以 产品比较 可以比较 不能比较归属同一部门的产品 产品改进 具体到产品 只能到部门层面 投入 时间 多 少 成本 高 低

表1 PLCA与EIO-LCA的比较 Table 1 Comparison of PLCA and EIO-LCA

在采用TH LCA时, 一般首先采用PLCA方法对直接和下游投入进行分析, 比如建设、运行维护以及报废阶段的直接物料、能源投入及排放。其次, 对于上游的自然资源开采、设备制造则采用EIO-LCA方法进行计算。一般而言, TH LCA模型中PLCA部分与EIO-LCA部分的边界划分, 要依据数据可获得性、评价精确度要求以及人力物力条件等决定。在采用TH LCA进行核算时, 对于过程数据较为清楚的投入一般采用PLCA直接进行计算, 而目标产品生产过程中未知的投入则采用EIO-LCA计算^[15]。这些未知投入的货币价值, 可以采用评价对象的总产值减去已知投入（即PLCA核算部分）的价值。需要注意的是, 在采用EIO-LCA计算未知投入环境影响时, 必须首先通过专家判断这些投入属于哪个经济部门。TH LCA在评价主要投入以进口为主的对象时, 其优势较为明显。因为投入产出表代表的仅仅是某个国家或地区的情况, 进口产品不适合采用EIO-LCA进行评价。比如Hondo等对日本商品和服务引起的能耗及二氧化碳排放进行分析时, 就采用了PLCA对进口产品进行了评价^[41]。

近年来, 随着生物质能源的快速发展, 一些学者开始尝试采用TH LCA对我国的生物质能源节能减排潜力进行了评价。这些研究一般将生物质能源转化过程中直接消耗的化石能源（比如运输耗油、用电等）采用PLCA计算, 而设备及劳动力等则采用EIO-LCA计算。李小环等采用混合生命周期评价方法核算了我国木薯乙醇生产过程的温室气体排放量, 结果表明木薯乙醇生命周期内温室气体的77.92%来自直接排放, 而22.08%源于间接排放^[42]。Wang等^{[43, 44]}和Zhang等^[40]已经采用该方法对我国的生物质成型、气化以及农村户用沼气池系统进行了能源消耗及温室气体排放的评价, 表明了该方法在生物质能源转化过程评价中的适用性。这种混合生命周期评价模型同样适用于其他自然资源及能源开发项目, 如水电、风电、太阳能发电等^[11]。此外, 一些学者开始重视将系统思维与TH LCA相结合, 提出了系统核算方法, 这一概念是相对于末端核算而言的^{[45, 46]}。该方法强调将评价对象视为一个系统, 在划定系统边界, 理清系统内及系统边界上各类投入后, 采用TH LCA方法对整个系统的环境影响进行评价。由于TH LCA能够追溯所有投入的上游环境影响, 因而采用系统核算方法进行评价可以保证结果的完整性。目前系统核算方法已经应用于我国典型工业园区建筑、人工湿地、风电及太阳能发电技术等的能耗及温室气体排放评价^{[47, 48, 49]}。

然而, 也有学者指出TH LCA存在重复计算问题^{[50, 51]}。这主要是因为PLCA核算部分所包含的物料投入已经被包含在整个投入产出表中了, 因此EIO-LCA核算部分应该减去PLCA的核算结果。但由于在TH LCA中PLCA和EIO-LCA部分是分别核算、简单相加的, 目前还没有理想的办法避免重复计算。此外, 这种相加的核算方式也不利于发挥投入产出表的系统分析功能, 比如分析末端产品增加对上游各工业部门的影响。

IOH LCA则是通过将现有部门进行再划分或添加一个新的部门到现有投入产出表, 使部门能够较好地对应所评价的产品或服务, 并将评价对象的过程清单数据替换投入产出表中相应部门的平均数据（如图3所示）。Joshi^[5]在其研究中展示了该方法的数学推导过程, 此外他还利用该方法分解了汽车油箱生产部门, 并对比了塑料制和钢铁制汽车油箱的生命周期环境负荷。Baral和Bakshi^[52]采用该模型对比了汽油和生物质乙醇生产及使用过程能耗情况, 其研究结果表明, 生物质乙醇生产过程的能源投资回收率（0.78~2.28）低于传统汽油以及柴油的投资回收率（分别为4~4.5和8.10~8.32）, 这主要是因为该研究考虑了生物质转化过程投入设备的上游产业能耗, 这与传统过程分析方法所得到的主流结论是相反的。

需要注意的是, 与EIO-LCA方法一样, IOH LCA也只能计算产品生产过程中的自然资源消耗及污染排放, 而产品使用及报废阶段的排放则应采用PLCA或TH LCA单独计算后加到混合生命周期评价部分。因此, IOH LCA在评价产品使用或项目运行过程投入极少的对象时具有更好的适用性。比如Chang^[26]通过对建筑业部门的划分, 对我国的各类建筑物建造过程进行了能耗及温室气体排放评价。然而, 与TH LCA一样, IOH LCA需要将单独计算产品使用及报废部分与制造部分进行相加, 因而采用投入产出表进行行业系统分析的难度较大。

IH LCA相对于前两种混合生命周期评价而言更为复杂, 要求使用者对投入产出表有更为深刻的理解, 矩阵运算要求高, 但与投入产出表的结合程度也最好, 且能避免重复计算的问题^[49]。IH LCA是由Heijungs和Suh^[21]提出来的, 其过程生命周期部分是用技术矩阵表示的, 矩阵的元素代表每个过程单位运行时间所消耗的材料或能源, 均用实物单位表示, 而投入产出表部分与前两种方法一样都是货币单位。这两种矩阵的结合通过矩阵边界的能量流及物质流交换, 比如产品生产过程的上游截断误差通过投入产出表进行计算, 而产品的下游截断误差则同样也可以由投入产出表进行计算。由于该方法对数据和矩阵计算要求都很高, 目前还停留在方法演示及假设案例说明阶段^{[51, 53, 54, 55, 56]}。

从数据要求、数据不确定性、系统边界、人力及时间需求和应用简便性来看, PLCA、EIO-LCA以及HLCA方法都各不相同, 但是很难断定其中哪种方法具有绝对的优越性, 因为这些方法的选择需要考虑具体的研究目标和范围、数据质量以及时间长短。

从系统边界来看, EIO-LCA和HLCA比PLCA更为完整, 因为前两种方法都是基于经济投入产出表, 其评价边界可以推广至整个国民经济系统。从数据要求来看, PLCA方法的数据要求是三种方法中最高的, 其评价结果针对性好、最为详细, 比较适合用于具体的产品评价, 但是评价结果是不完整的, 且所投入的时间和人力物力也最多。而EIO-LCA和HLCA可以更多地基于环境投入产出表来进行计算, 因而数据要求相对较低。但是, IH LCA是个例外, 因为该方法非常依赖于过程生命周期分析, 仅将截断误差部分用投入产出表进行核算, 故而数据要求相对较高。基于投入产出表的评价方法都会受到数据时间滞后性的影响, 因为投入产出表并非每年发布, 比如我国目前最新的投入产出表发布于2007年。但是, PLCA同样会受到时间滞后性的影响。例如, PLCA研究经常引用其他文献中的参数, 而这些参数往往是针对其他国家产品或多年前计算的, 因此时效性欠佳。需要注意的是, 采用EIO-LCA或IOH LCA进行评价时, 必须单独计算评价对象的使用和报废阶段的环境影响。