文章信息
- 王昶, 魏美芹, 姚海琳, 左绿水
- WANG Chang, WEI Meiqin, YAO Hailin, ZUO Lüshui.
- 我国HEV废旧镍氢电池包中稀贵金属资源化利用环境效益分析
- Environmental benefit analysis of resource utilization of precious metals in HEV spent Ni-MH battery packs in China
- 生态学报[J]. 2016, 36(22): 7346-7353
- Acta Ecologica Sinica[J]. 2016, 36(22): 7346-7353
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201507301605
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文章历史
- 收稿日期: 2015-07-30
- 修订日期: 2016-03-24
2. 中南大学金属资源战略研究院, 长沙 410083
2. Institute of Metal Resources Strategy, Central South University, Changsha 410083, China
随着我国汽车行业的快速发展, 交通行业已成为中国最大的石油消耗行业[1]。我国环保部2011年《中国机动车污染防治年报》的统计结果显示, 机动车污染日益严重, 已经是大气环境最突出、最紧迫的问题之一。为缓解石油进口依赖和解决日益严重的大气污染问题, 节能与新能源汽车的推广应用引发我国高度重视。从2012年开始, 我国节能与新能源汽车得到大力发展, 现已形成了以混合动力、纯电动、燃料电池三大技术路线为代表的电动汽车研发和推广格局, 其中混合动力汽车(HEV)成为目前及未来一段时间的发展重点。动力电池是HEV的重要组成部分, 也是推动HEV市场化的关键部件[2], 主要包括锂电池和镍氢电池。其中, 镍氢电池已经进入成熟期, 实现了规模化生产[3], 目前在市场上占有主导地位。按照HEV镍氢电池寿命大概为6a到8a测算[4], 预计我国HEV废旧镍氢电池包将从2018年开始批量出现。HEV镍氢电池包中含有大量的镍、钴、稀土等战略性稀贵金属。钴是我国对外依存度最高的有色金属, 2013年我国的镍对外依存度也高达70%。我国虽为稀土储量大国, 却承担了世界90%以上的市场供应。因此, 废旧动力电池包的资源化利用具有资源与环境的双重价值, 也是实现推动汽车全生命周期绿色化管理的重要内容之一。
目前, 国内外学者对动力电池环境影响方面的研究, 主要集中在以下两个方面:一方面, 对动力电池全生命周期的环境影响的研究。汪琪等[5]采用生命周期评价法(LCA)和生命周期成本分析对锂离子正极材料环境价值进行分析;Notter[6]利用LCA对动力锂电池进行研究发现, 电池产生的环境影响占整车的环境影响只有15%, 电池使用阶段是全生命周期中造成环境影响的主要阶段;吉林大学的卢强[7]等利用LCA法, 参考GREET模型中部分相关数据, 研究了动力磷酸铁锂电池和镍氢动力电池从“摇篮到使用”温室气体排放情况;Matheys[8]、Majeau-Bettez[9]、Van Autenboer[10]和韩业斌[11]等人利用LCA法对不同的动力电池全生命周期的环境影响进行评估与比较。另一方面, 对动力电池资源化利用环节的环境影响的研究。高洋[12]利用Gabi软件计算了镍氢动力电池和锂离子动力电池资源化利用的环境影响;Dewulf[13]研究发现, 对动力电池中镍和钴金属进行资源化利用, 可减少51.3%的自然资源消耗, 包括减少45.3%的矿石消耗和57.2%的化石能源消耗。Kushnir[14]指出, 回收废旧动力电池可以减少对金属能源的开采, 降低电池的生产成本。此外, 余海军[15]总结了近年来国内外锂离子电池和镍氢电池资源化利用的方法。
从已有研究成果来看, 目前对动力电池环境影响的相关研究主要关注电池在使用过程中带来的节能减排效果, 对其资源化利用环节的环境效益研究较少, 缺乏对废旧动力电池包中稀贵金属资源化利用环境效益的研究。为此, 本文对我国市场上现存的HEV镍氢电池包中的稀贵金属未来资源化利用的环境效益进行测算, 为国家及早应对大规模动力电池的报废管理提供科学依据, 以促进汽车产业的绿色发展。
1 研究方法与数据说明 1.1 研究方法本文首先运用GREET模型计算出, 对单位HEV废旧镍氢电池包中的稀贵金属镍、钴、稀土进行资源化利用和原生矿开采的能量消耗和气体排放情况, 进而计算出相应的节能减排量;其次, 利用LIME值法将减排的气体转化为环境效益;最后, 利用市场供给A模型对我国市场上现存的HEV镍氢电池包未来的报废情况进行预测, 进而计算出对其蕴含的稀贵金属进行资源化利用的环境效益, 计量模型如图 1所示。
1.1.1 环境影响测算方法本文拟采用美国阿贡实验室开发的GREET模型作为研究工具, 对HEV废旧镍氢电池包中稀贵金属资源化利用与原生矿开采的环境影响进行测算。目前该模型已经开发出1系列(燃料循环模型)和2系列(车辆循环模型)。其中1系列在1995年提出, 基于车用燃料生命周期开发的用于计算各种车用燃料能源消耗和空气污染物排放的模型[16]。2系列针对整车开发, 可用于评价和汽车相关的矿物的开采、原材料运输、汽车零部件加工、整车装配以及汽车报废回收在内的整个车辆生命周期的能源消耗和污染物排放, 包括动力电池包中稀贵金属资源化利用及原生矿开采的能量消耗和气体排放情况。GREET模型中气体排放因子主要采用的是平衡法计算, 如二氧化碳的排放因子采用的是碳平衡法计算。在使用该模型的过程中, 本文对其中的相关数据进行本土化处理后再进行模拟。
GREET模型能耗计算基本原理为:对于特定的上游某一阶段, 用能量效率来计算每产出1千焦(KJ)能量输出所需要的能量输入, 即:
(1) |
式中, Energyin代表所有的能量输入, efficiency表示能量效率。
该模型中, 某种燃料生产过程中气体排放情况的基本计算原理如下:
(2) |
式中, EMi, j为某阶段生产1KJ的燃料j所排放的第i种污染物的量(g), EMcm, i, j是为生产1kJ过程燃料j所排放的第i种污染物的量(g), EMup, i, j是生产1kJ过程燃料j上游所排放的第i种污染物的量(g), ECj是生产1kJ能量过程燃料j的消耗量(kJ)。
对于本文计算的动力电池包中稀贵金属原生矿开采或资源化利用过程中气体排放的计算原理如下:
(3) |
式中, EMt, i, j为动力电池包中某种稀贵金属原生矿开采或资源化利用过程中消耗的燃料j排放的第i种污染物的量(g), ej为燃料j的燃烧排放因子(g/kJ), ECt, j为动力电池包中某种稀贵金属原生矿开采或资源化利用过程中燃料j的总消耗量(kJ)。
本文在考虑环境影响时, 主要考虑全球变暖潜值(GWP)、酸化潜值(AP)及粉尘颗粒(PM2.5、PM10)。对GWP的评价过程中以CO2为标准物, 包括CO2、CH4、N2O。对AP的评估过程以SO2为标准物, 主要考虑NOx和SOx两种气体。对不同的气体进行归一化:
(4) |
(5) |
式中, EMGWP、EMCO2、EMCH4、EMN2O分别代表温室气体质量、CO2质量、CH4质量和N2O质量, GWPCO2、GWPCH4、GWPN2O分别为CO2、CH4、N2O的二氧化碳当量温室效应影响因子。EMAP、EMSOx、EMNOx分别代表酸性气体质量、SOx质量和NOx质量, APSOx、APNOx分别为SOx、NOx的二氧化硫当量酸性效应影响因子。
1.1.2 环境价值测算方法所谓污染物的环境价值, 是指减排单位量的污染物所避免“污染物经济损失”的价值量, 国际上广泛采用环境成本对环境价值进行量化[17]。本文拟采用日本综合产业技术研究所生命周期评估研究中心2005年开发的LIME值法测算污染物的环境价值。LIME值法运用了生态学、环境工程学等自然科学知识, 将气体对人类、自然资源等相关的多个领域造成的损害进行建模和评估。其基本原理是将不同种类的环境负荷物所造成的人类健康损害量在共同的端点汇总, 通过灵活运用LIME的单一指标, 把产品给环境带来的各种影响转换为货币价值, 并且在指标合并时考虑各端点数之间的重要性。LIME依据层次分析法和结合法确定各终端的重要性清单, 详细划分地球温暖化、臭氧层破坏、大气污染等11个环境领域中的1000种环境物质, 以其为评价对象, 通过下式求得单一货币化指标[18-19]:
(6) |
式中, Si表示物质i的生命周期清单, DFij表示物质i对保护对象j的损害系数, WTPj代表保护对象j的i指标单位损害回避意愿支付额。
1.1.3 动力电池包报废数量预测方法从国外的研究经验看, 动力电池包报废数量的估算可以借鉴电子废弃物产生量的估算模型[18]。Simon等人总结的7种主要的电子废弃物报废量估算模型中, 市场供给A模型适用于预测HEV镍氢电池包的报废量, 因此, 本文拟采用市场供给A模型, 对HEV废旧镍氢电池包的报废数量进行预测。具体如下:
(7) |
式中, Qw为HEV镍氢电池包报废量, Si为从该年算起i年前HEV镍氢电池包的销售量, Pi为寿命为i年的HEV镍氢电池包的百分比, i为HEV镍氢电池包的实际寿命。
1.2 数据说明 1.2.1 HEV镍氢电池包成分参数从全球范围看, 截至2015年7月底, 丰田混合动力车的全球累计销量已经突破800万辆;从我国汽车市场研究会(CPCA)的HEV销售数据看, 丰田HEV在我国HEV市场上占有绝对的优势。因此, 本文选取丰田HEV废旧镍氢电池包为研究对象, 该电池包也是HEV电池包的主要类型, 其相关成分参数如表 1所示。
成分Composition | 重量Weight/kg | 比例Proportion/% |
镍Nickel | 28.16 | 33 |
氧化钴Cobalt oxide | 1.24 | 1.45 |
稀土Rare earth | 2.75 | 3.22 |
总电池包The total weight of battery pack | 85.33 | 100 |
运用GREET模型进行模拟时, 计算能量消耗和气体排放时需要涉及到燃料的原料及来源、技术份额、排放因子、燃料的加工效率、密度、低热值、碳含量、硫含量、运输方式、运输距离等数值。本文使用GREET模型中设定的2012年的模拟数据, 对其中部分数据的修改参考来源于《中国能源统计年鉴》、《中国交通运输统计年鉴》、《中国电力年鉴》及欧训民[19]、齐天宇[20]、李书华[21]等学者的研究, 详见表 2所示, 其他数据均参考了GREET模型中的内置数据。此外, GREET模型中采用的单位与我国标准不同, 本文的换算关系为:1Btu=1053.864J。
燃料 Fuel |
能源转换效率 Efficiency/% |
开采及加工过程燃料使用占比 Proportion of fuel use in mining and processing |
运输方式占比及运输路程/km Transport mode proportion and transport distance |
煤炭Coal | 97.50 | 原煤80.1%, 天然气0.4%, 汽油0.5%, 残油0.1%, 柴油3.5%, 电力15.6% | 铁路70.6%(640), 公路10.3%(179), 水运19.1%(1255) |
原油Oil | 95.70 | 原煤6.0%, 原油52.6%, 汽油1.9%, 残油2.5%, 柴油14.4%, 电力22.7% | 铁路14.7%(917), 水运51.9%(1806), 管道33.4%(428) |
天然气Natural gas | 88.50 | 原煤2.1%, 天然气83.4%, 汽油0.7%, 残油0.9%, 柴油5.0%, 电力7.9% | 管道100%(428) |
汽油Gasoline | 90.60 | 原煤48.9%, 天然气3.8%, 残油11.9%, 柴油1.7%, 电力33.8% | 铁路65.0%(913), 水运24%(1806), 管道11%(300) |
残油Residual oil | 94 | 煤炭20%, 电力12%, 柴油1%, 汽油1%, 原油50%, 残油4% | 铁路50%(900), 管道15%(160), 水路25%(1200), 公路10%(50) |
电力Electricity | 煤炭发电效率46.1%, 天然气发电效率45.0%, 残油发电效率32.8%, 生物质发电效率20.8%, 核电发电效率35%, 电力损耗6.74% | ||
火力发电78.72%(燃煤发电74.41%, 燃油发电0.11%, 燃气发电2.19%, 生物质发电0.39%, 垃圾发电0.24%, 余温、余气等发电1.19%), 水力发电17.16%, 核能发电1.97%, 风力发电2.07%, 地热、潮汐、太阳能等0.08% |
本文中的CO2、CH4、N2O的二氧化碳当量温室效应影响因子GWPCO2、GWPCH4、GWPN2O的取值参考大气环境变化国际政府间工作组织(IPCC)推荐的数据, 分别为1、25、296。对于SOx、NOx的二氧化硫当量酸性效应影响因子APSOx、APNOx的取值分别为0.7和1[22]。
1.2.3 基于LIME值法的环境价值测算数据本文根据日本发布的环境损害综合系数表可查得CO2、SO2、粉尘(PM2.5、PM10)的LIME系数值, 然后通过人民币与日元之间的汇率将LIME值折算成人民币, 进而测算出HEV废旧镍氢电池包中稀贵金属资源化利用和原生矿开采的温室气体、酸性气体和粉尘颗粒的环境价值, 如表 3所示。
污染物 Pollutants |
LIME值/(日元/kg) LIME value |
汇率 Exchange rate |
环境价值/(元/kg) Environmental value |
CO2 | 1.74 | 0.052 | 0.09 |
SO2 | 1010 | 0.052 | 52.52 |
PM2.5 | 4030 | 0.052 | 209.56 |
PM10 | 2450 | 0.052 | 127.4 |
LIME: Life-cycle Impact Assessment Method Based on Endpoint Modeling |
随着我国《乘用车燃料消耗量限值》第三阶段标准的出台, 政府从2012年开始加大对HEV的发展。在相关政策的刺激下, 从2012年开始HEV成批投放市场。因此, 本文选取2012年为时间起点, 预测我国市场上现存的HEV镍氢电池包未来的报废情况。从2012年至目前(2015年10月), 我国的HEV销售量如图 2所示。
根据HEV镍氢电池寿命大概为6-8a, 假设我国HEV动力电池包的平均使用寿命为7a, 且产品的实际使用寿命围绕平均使用寿命呈正态分布[23], 大部分电池包在这一平均年限上下一年的时间内报废。尽管有部分HEV废旧镍氢电池包经过简单处理后可进行梯次利用, 但因数量较少且情况复杂, 本文暂未考虑梯次利用的情况。选取HEV镍氢电池包的平均使用寿命7a为平均值, 则HEV镍氢电池包的使用寿命服从正态分布N (7, 2/3), 标准化后通过查正态分布表得HEV镍氢电池包的寿命分布比例:寿命为6a的电池包概率为11.025%, 寿命为7a的电池包概率为38.975%, 寿命为8a的电池包概率为38.975%, 寿命大于8a的概率为11.025%。即P6=11.025%, P7=38.975%, P8=38.975%, P9=11.025%。
2 结果分析 2.1 基于GREET模型的环境影响测算结果根据表 2中我国实际情况数据和GREET模型中2012年的内置数据进行模拟计算得到, 单位HEV废旧镍氢电池包中的稀贵金属分别进行原生矿开采与资源化利用的环境影响如表 4所示。
稀贵金属Precious metals | 能量/MJ Energy | 温室气体/gGreenhouse gas | 酸性气体/gAcid gas | 粉尘/gDust | |||||
CO2 | CH4 | N2O | SOx | NOx | PM2.5 | PM10 | |||
原生矿 Primary ore mining |
镍Nickel | 5661 | 387093 | 1456 | 5 | 17957 | 724 | 125 | 262 |
氧化钴Cobalt oxide | 249 | 17048 | 64 | 0 | 32 | 32 | 4 | 10 | |
稀土Rare earth | 734 | 48421 | 156 | 1 | 163 | 86 | 21 | 65 | |
合计1Total 1 | 6644 | 452562 | 1676 | 6 | 18153 | 842 | 150 | 337 | |
资源化 Resource utilization |
镍Nickel | 731 | 44248 | 258 | 1 | 61 | 84 | 9 | 23 |
氧化钴Cobalt oxide | 32 | 1948 | 11 | 0 | 3 | 4 | 0 | 1 | |
稀土Rare earth | 104 | 6860 | 22 | 0 | 23 | 12 | 3 | 9 | |
合计2Total 2 | 867 | 53056 | 291 | 1 | 87 | 100 | 12 | 33 |
将上述得到的各温室气体和酸性气体代入式(4)、(5), 最终得出单位HEV废旧镍氢电池包中稀贵金属资源化利用的归一化节能减排情况, 如表 5所示。
稀贵金属 Rare metals |
能量/MJ Energy |
温室气体/g Greenhouse gas |
酸性气体/g Acid gas |
PM2.5/g PM2.5 |
PM10/g PM10 |
原生矿开采Primary ore mining | 6644 | 496233 | 18742 | 150 | 337 |
资源化利用Resource utilization | 867 | 60606 | 157 | 12 | 33 |
节能减排量The energy conservation and emission reductions | 5777 | 435627 | 18585 | 138 | 304 |
将表 5中各污染物的排放量乘以表 3中各污染物的环境价值得到, 单位HEV废旧镍氢电池包中稀贵金属, 分别进行原生矿开采和资源化利用的环境成本, 二者相减得到其环境效益如表 6所示, 其总的环境效益可达1083元。
环境效益 Environmental benefit |
温室气体 Greenhouse gas |
酸性气体 Acid gas |
粉尘颗粒/(2.5μm) PM2.5 |
粉尘颗粒/(10μm) PM10 |
|
原生矿开采环境成本/元 Environmental cost of primary ore mining |
45 | 984 | 31 | 43 | |
资源化利用环境成本/元 Environmental cost of resource utilization |
5 | 8 | 3 | 4 | |
环境效益Environmental benefits/元 | 40 | 976 | 28 | 39 | |
合计Total/元 | 1083 |
运用市场供给A模型对我国市场上现存的HEV镍氢电池包未来的报废情况进行预测, 结果如图 3所示。由图可以看出, 我国市场上现存的HEV镍氢电池包将从2018逐渐迎来报废, 在2021年达到报废高峰, 至2024年基本完成报废。
假设对这些HEV废旧镍氢电池包中的稀贵金属进行有效的资源化利用, 可产生环境效益累计达9421万元, 具体情况如表 7所示。
年份Year | 2018 | 2019 | 2020 | 2021 | 2022 | 2023 | 2024 |
节能Energy conservation/TJ | 5 | 34 | 95 | 149 | 138 | 68 | 13 |
减排温室气体Greenhouse gas emission reduction/t | 403 | 2589 | 7160 | 11226 | 10272 | 5133 | 995 |
减排酸性气体Acid gas emission reduction/t | 17 | 110 | 305 | 479 | 443 | 219 | 42 |
减排PM2.5 PM2.5 gas emission reduction/t | 0 | 1 | 2 | 4 | 3 | 2 | 0 |
减排PM10PM10 gas emission reduction/t | 0 | 2 | 5 | 8 | 7 | 4 | 1 |
环境效益environmental benefits/万元 | 100 | 644 | 1780 | 2791 | 2583 | 1276 | 247 |
合计Total/万元 | 9421 |
废旧动力电池包中含有丰富的镍、钴、稀土等稀贵金属, 其资源化利用是实现HEV全生命周期绿色化管理的重要内容之一。本文以我国市场上现存的HEV镍氢电池包为研究对象, 对其未来报废后所含稀贵金属资源化利用的环境效益进行了测算, 研究表明:
(1) HEV废旧镍氢电池包中的稀贵金属资源化利用不仅具有资源价值, 而且还有显著的节能减排效果。相对于原生矿开采, 单位HEV废旧镍氢电池包中的稀贵金属资源化利用可节能5777MJ, 减排的温室气体为435627g、酸性气体为18585g、PM2.5为138g、PM10为304g。因此, 有必要进一步促进汽车厂商履行生产者责任, 健全废旧动力电池的回收与逆向物流网络, 完善汽车产业全生命周期的绿色管理体系。
(2) HEV废旧镍氢电池包中的稀贵金属进行资源化利用具有环境效益的正外部性。相对于原生矿开采, 单位HEV废旧镍氢电池包中的稀贵金属资源化利用可带来的环境效益为1083元。然而, 目前我国正规处置企业大多面临回收难、成本高、效益差等难题, 这将会影响未来废旧动力电池的资源化利用。因此, 国家需要出台动力电池“以旧换新”、“抵押-返还”政策, 完善处置基金制度, 建立生态补偿机制。
(3) 随着HEV的不断上市, 废旧镍氢电池包将在未来几年逐渐进入批量报废阶段。我国市场上现存的HEV镍氢电池包将从2018逐渐迎来报废, 在2021年达到报废高峰, 至2024年基本完全报废。如果能够对其蕴含的稀贵金属进行有效的资源化利用, 其环境效益累计达9421万元。当前我国已把HEV列为《中国制造2025》重点发展领域, 这将刺激HEV的消费, 并由此带来HEV镍氢电池包的大规模使用。因此, 我国应在HEV镍氢电池包大规模报废来临之前, 加快出台拆解及资源化利用的技术规范及标准, 实施严格的准入制度, 为废旧动力电池的资源化利用提早布局。
[1] | Yuan X L, Liu X, Zuo J. The development of new energy vehicles for a sustainable future:a review. Renewable and Sustainable Energy Reviews , 2015, 42 : 298–305. DOI:10.1016/j.rser.2014.10.016 |
[2] | Gaines L, Sullivan J, Burnham A, Belharouak I.Life-cycle analysis for lithium-ion battery production and recycling, paper No.11-3891//Proceedings of the 90th Annual Meeting of the Transportation Research Board.Washington, DC:The Transportation Research Board, 2011:23-27. |
[3] | 罗晓梅, 黄鲁成. 燃油汽车与纯电动车能源足迹实证研究. 中国人口·资源与环境 , 2014, 24 (9) : 84–90. |
[4] | 黎宇科, 郭淼, 严傲. 车用动力电池回收利用经济性研究. 汽车与配件 , 2014 (24) : 48–51. |
[5] | 汪祺, 方利国. 锂电正极材料的生命周期评价. 广州化工 , 2012, 40 (5) : 53–56. |
[6] | Notter D A, Gauch M, Widmer R, Wäger P, Stamp A, Zah R, Althaus H J. Contribution of Li-ion batteries to the environmental impact of electric vehicles. Environmental Science & Technology , 2010, 44 (17) : 6550–6556. |
[7] | 卢强.电动汽车动力电池全生命周期分析与评价[D].长春:吉林大学, 2014. |
[8] | Matheys J, Timmermans J M, Van Mierlo J, Meyer S, Van Den Bossche P. Comparison of the environmental impact of five electric vehicle battery technologies using LCA. International Journal of Sustainable Manufacturing , 2009, 1 (3) : 318–329. DOI:10.1504/IJSM.2009.023977 |
[9] | Majeau-Bettez G, Hawkins T R, Strømman A H. Life cycle environmental assessment of lithium-ion and nickel metal hydride batteries for plug-in hybrid and battery electric vehicles. Environmental Science&Technology , 2011, 45 (10) : 4548–4554. |
[10] | Matheys J, Van Autenboer W, Timmermans J M, Van Mierlo J, Van Den Bossche P, Maggetto G. Influence of functional unit on the life cycle assessment of traction batteries. The International Journal of Life Cycle Assessment , 2007, 12 (3) : 191–196. DOI:10.1007/s11367-007-0322-8 |
[11] | 韩业斌. 铅酸电池与锂电池全生命周期对比研究. 蓄电池 , 2014, 51 (4) : 186–189. |
[12] | 高洋, 王佳, 朱一方, 周玮. 车用动力电池回收利用环境影响研究. 汽车与配件 , 2014 (20) : 41–43. |
[13] | Dewulf J, Van Der Vorst G, Denturck K, Van Langenhove H V, Ghyoot W, Tytgat J, Vandeputteb K. Recycling rechargeable lithium ion batteries:critical analysis of natural resource savings. Resources, Conservation and Recycling , 2010, 54 (4) : 229–234. DOI:10.1016/j.resconrec.2009.08.004 |
[14] | Kushnir D, Sandén B A. The time dimension and lithium resource constraints for electric vehicles. Resources Policy , 2012, 37 (1) : 93–103. DOI:10.1016/j.resourpol.2011.11.003 |
[15] | 余海军, 谢英豪, 张铜柱. 车用动力电池回收技术进展. 中国有色金属学报 , 2014, 24 (2) : 448–460. |
[16] | Levy J K, Hipel K W, Kilgour D M. Using environmental indicators to quantify the robustness of policy alternatives to uncertainty. Ecological Modelling , 2000, 130 (1/3) : 79–86. |
[17] | 俞海淼, 周海珠, 裴晓梅. 风力发电的环境价值与经济性分析. 同济大学学报:自然科学版 , 2009, 37 (5) : 704–708. |
[18] | Itsubo N, Inaba A.LIME-A comprehensive Japanese LCIA methodology based on endpoint modeling//Proceedings of the 6th International Conference on EcoBalance.Tsukuba, Japan:Research Center for Life Cycle Assessment, 2004:25-27. |
[19] | 肖序, 张倩. 氨醇联产企业的资源价值流分析. 化工进展 , 2014, 33 (2) : 263–271. |
[20] | 王红梅, 刘茜, 张晗, 马聪丽. 废弃电池的产生量估算. 中国人口·资源与环境 , 2012, 22 (11) : 249–251. |
[21] | Ou X M, Zhang X L, Chang S Y. Alternative fuel buses currently in use in China:life-cycle fossil energy use, GHG emissions and policy recommendations. Energy Policy , 2010, 38 (1) : 406–418. DOI:10.1016/j.enpol.2009.09.031 |
[22] | 齐天宇, 欧训民, 张希良, 常世彦. 中国混合动力公交车发展的经济性对比分析. 中国软科学 , 2009 (S1) : 102–106. |
[23] | 李书华.电动汽车全生命周期分析及环境效益评价[D].长春:吉林大学, 2014. |
[24] | 高玉冰, 毛显强, 杨舒茜, 吴烈, 董刚. 基于LCA的新能源轿车节能减排效果分析与评价. 环境科学学报 , 2013, 33 (5) : 1504–1512. |
[25] | 李博, 杨建新, 吕彬, 宋小龙. 废弃电器电子产品产生量估算--方法综述与选择策略. 生态学报 , 2015, 35 (24) : 7965–7973. |