水泥窑共处置废白土的环境效益分析

李 璐,黄启飞,蔡木林,闫大海 (中国环境科学研究院固体废物污染控制技术研究所,北京 100012)

水泥窑共处置废白土的环境效益分析

李 璐,黄启飞*,蔡木林,闫大海 (中国环境科学研究院固体废物污染控制技术研究所,北京 100012)

以废白土为研究对象,应用生命周期评价法(LCA)对水泥窑共处置和焚烧炉处置系统3个类别的环境影响[人类健康(HH)、生态系统质量(EQ)和资源(R)]进行研究和对比分析.结果表明,水泥窑共处置废白土有利于环境的可持续发展,焚烧炉处置对环境的影响较大.水泥窑共处置和焚烧炉处置功能单位废白土的总环境负荷分别为-1.03,0.273Pt,前者的环境负荷比后者减少了477%,相应各指标的减少率为:HH 413%, EQ 479%, R 36.9%. EQ在2种处置方式的LCA中均为最敏感的影响指标.水泥窑系统中,避免了贡献率占97%以上的矿山开采阶段的环境影响,是降低整个系统环境影响的关键环节;焚烧炉系统中,电力消耗是造成环境破坏的重要阶段,对各影响指标都有很高的贡献率.二、苯、重金属的排放是水泥窑共处置废白土的主要影响因子;粉尘和重金属排放对焚烧处置系统的影响较大.

水泥窑共处置；焚烧炉；废白土；生命周期评价；环境效益

Abstract：Life cycle assessment was used to compare the environmental impact of two disposal ways for spent bleaching clay: co-processing in a cement kiln and incineration in common hazardous waste incinerator. Three environmental impact categories, human health (HH), ecosystem quality (EQ) and resource (R) were quantified. Co-processing in cement kiln was more beneficial for sustainable development of environment than common incineration. The environment burdens were -1.03, 0.273Pt for co-processing and incinerating system, respectively. The whole burden in co-processing system was reduced by a factor of 479%, compared to that in incinerating system. The reduction rates for HH, EQ and R were 413%, 479% and 36.9%, respectively. EQ was the most sensitive impact category for both LCA of co-processing and incinerating systems. It contributed greatly for the reduction of environmental burden in co-processing system that raw material mining, which account for 97% of total environmental burden. In the incinerating system, electricity consumption made the greatest contribution for all the 3 environmental impact categories. Dioxin, benzene and heavy metals were the most important factors for co-processing spent bleaching clay in cement kilns, while dust and heavy metals were the most important ones to the incinerating system.

Key words：co-processing in cement kiln；incinerator；spent bleaching clay；life cycle assessment；environmental benefits

我国危险废物的产生量不断增加,如何科学合理地处置危险废物,实现无害化和资源化,是全社会关注的热点.目前,我国危险废物的处置中使用较多的焚烧和填埋技术已在现实生活中暴露出越来越多的问题[1].水泥窑共处置技术在发达国家已应用多年,我国2000年始在北京、上海、重庆等城市也开展了这方面的实践[2].该技术不仅可以有效地处置废物,而且可以减少水泥生产过程中资源、能源消耗和污染物排放,对于水泥工业节能减排具有重要意义.

水泥窑共处置技术在推广应用前需要进行全面的评价,为科学合理的处置危险废物提供理论依据.生命周期评价法(LCA)作为全面评价产品或工艺的环境影响评价方法,在各个领域得到广泛应用.目前,国外对水泥窑共处置废物的LCA评价开展了一些研究[3-7],但我国基于水泥窑共处置技术的评价研究还未开展.本研究采用LCA法对工厂实验的废白土在水泥窑进行共处置的效果进行评价,出于对废物消纳(即废白土的最终处置)的目的,将研究结果与我国目前常用的危险废物最终处置方法—回转窑焚烧炉处置进行对比,得出2种处置技术的环境影响潜值,为选择合理的危险废物处置方式提供依据.

1 废白土试烧实验

1.1水泥窑共处置系统

实验在辽宁某水泥厂(简称A厂)进行,试烧生产线采用日产熟料4800 t,五级旋风预热器、分解炉和回转窑的新型干法工艺(图1).回转窑内由主燃烧器和辅助燃烧器提供燃烧空气,从熟料冷却机内回用的气体进行热量回收.干法生产之后,气体进入主排气烟囱前经过静电除尘器使粉尘分离,分离的粉尘全部返回生料库回用.回转窑稳定运行后,空白实验和添加废白土的实验都采用相同的操作参数.

1.2废白土的基本性质

图1 A厂熟料生产的技术流程Fig.1 Technological flow sheet of plant A for the clinker production

实验材料为A厂附近石油化工企业用于润滑油吸附脱色的废白土.废白土中残存的油脂约为白土总量的20%[8].实验所用废白土含有SiO2、Al2O3、Fe2O3和CaO,可作为生料使用[9].此外, 吸附了有机物的废白土热值较高,在水泥生产中可以替代部分燃料(表1).

表1 废白土及试烧使用原/燃料的基本特性Table 1 Characteristics of spent bleaching clay, raw material and coal fuel in test burn

废白土从分解炉塔的焚烧口内添加,持续24h,平均添加量为4.00t/h.监测前先添加3h的废白土稳定窑的工况和尾气排放.尾气监测采样在主烟囱设置的采样平台上进行.

1.3样品采集和分析方法

新型干法水泥生产的环境污染主要来自于烟气排放,在实验过程中环境指标监测也主要针对烟气进行.除二/呋喃(PCDD/F)采用专用采样器外,其余污染物均采用TH-880VI智能油烟烟尘平行采样仪进行采样.

有机污染物:总挥发性有机物(TVOC)采样和分析采用US EPA的方法[10],苯的采样和分析采用文献[11]规定的方法,二者都采用日本生产的OP2010气相色谱-质谱仪检测;PCDD/F根据文献[12]进行采样和分析,分析仪器为美国Agilent 4生产的HP6890和英国Micromass公司生产的Micromass Autospec-Ultima NT组成的同位素毛细管气相色谱/质谱联用仪.

无机污染物:SO2和NOx的采样和分析采用国家标准[13],检测仪器为日本日立公司生产的U-2000(HITACHI)紫外/可见分光光度计;CO的采样和分析根据《危险废物焚烧污染控制标准》的方法进行[14],分析仪器为德国Bueler公司生产的BA6000-IR非色散红外气体分析仪;NH3采样和分析采用US EPA方法[15],分析仪器为分光光度计;重金属采样和分析根据US EPA方法[16],分析仪器为美国Thermo Jarrell Ash公司生产的iCAP 6300电感耦合等离子体原子发射光谱仪.

烟气样品采集时,PCDD/F、VOC、苯及无机污染物分别取样,PCDD/F采样时间不少于3h;其余污染物采样时间不少于2h;各污染物指标分别采集4个平行样.

2 环境效益分析方法

2.1目标

通过废白土在水泥窑共处置与焚烧炉处置的LCA,对比不同处置工艺的优缺点和各种指标环境影响差异,确定废白土处理的最佳系统.

2.2研究范围

研究范围为废白土经水泥窑或焚烧炉处置完成的全过程,包括废白土处置过程中替代/消耗部分燃料/原料而消耗或避免原材料的开采、运输、能量生产以及残余物填埋等过程.根据评价的同类排斥原则[17],系统比较时,从处置场内的预处理过程开始才有所不同,废白土的产生、分选、运输至处置场地的相同过程不在研究范围内(图2).

假设水泥厂、焚烧厂、填埋场等基础设施都已预先建好,不考虑基础建设的环境影响,2个废白土处置系统在本研究范围内的系统描述如下.

2.2.1水泥窑共处置系统 根据废白土和煤的热值计算可知,废白土可以替代39.45%的煤.按烧失量计算公式(1),1t废白土可烧成0.514t熟料,由该水泥厂的生产料耗系数1.55反算,得到废白土的原料替代率为79.7%.

式中:Mclk为熟料质量;Wt为原料含水率;Ld为干物质烧失量;Lw为湿物质烧失量.

图2 LCA评价废白土处置方式的边界系统Fig.2 System boundaries and subsystems considered inthe LCA scenarios studied

表2 添加废白土替代率的验证结果(t/h)Table 2 Validation of substitution ratio of spent bleaching clay adding (t/h)

将废白土按照计算的煤和生料替代率反算,如表2所示.根据空白实验和上述参数,得到理论上每小时添加4t废白土所需的原燃料量,与实际每小时生产等量熟料所需的原燃料和废白土量相比,结果相差不大,验证了废白土对煤和生料的替代率理论计算结果较为准确.

A厂原料的运输方式为汽车运输,煤采用铁路运输,运输距离分别为5,270km.

水泥窑系统可分为矿山开采子系统(避免的原料、燃料开采)、运输子系统(避免的原料、燃料运输)、回转窑煅烧子系统、上游生产子系统(包括电力、柴油的生产).

2.2.2焚烧炉系统 由于没有进行常规焚烧炉实验,且国内对特定危险废物焚烧特性的研究较少,采用荷兰应用科学研究组织(TNO)的回转窑焚烧炉研究结果[7].回转窑焚烧炉是目前我国常用的危险废物焚烧设备[18],主要由回转窑、蒸汽锅炉和烟气净化系统组成,尾气采用湿法除尘,除尘产生的废水经处理后再利用.残余物如炉渣、锅炉灰、除尘器飞灰等固体废物需要进行安全填埋,为了便于比较,与水泥窑共处置系统一样,将填埋场与焚烧厂的距离设定5km,采用汽车运输.

废白土已经是均匀分布的细粒,焚烧前不需要进行破碎.辅助燃料为柴油.焚烧流程见图3.

图3 废白土回转窑焚烧流程Fig.3 Flow chart of spent bleaching clay incinerating in incinerator

焚烧炉系统可分为焚烧子系统、废渣运输子系统(焚烧灰渣至填埋场的运输过程)、废渣填埋子系统(至危险废物填埋场后对环境的影响)、上游子系统(包括电力、柴油生产、余热蒸汽回收、废渣预处理消耗水泥的生产).

2.3功能单位

设定处理1t废白土作为研究的功能单位.

2.4数据来源

应用物流分析的方法,对废白土在水泥窑共处置和焚烧炉焚烧各个单元中物料和能源、污染物排放的输入输出进行分析,以得到整个过程的生命周期清单(LCI).

系统的公用数据来源:电力生产采用我国火力发电厂调查的数据[19],汽车运输采用20t货运汽车的LCI数据[20],铁路运输能耗采用牵引质量为3000t的内燃机车相关数据[21],内燃机车污染排放数据采用王贤等[22]的研究数据,矿山开采(原煤、石灰石)采用我国资源能源生产的LCI[23]和刘顺妮[24]、王超[25]研究的数据,柴油生产采用我国化石能源生产研究的LCI数据[26].

水泥窑共处置过程中运输距离、尾气排放、电耗采用试烧实验的实际监测数据,其余过程的清单数据采用公用系统数据计算.

焚烧炉焚烧阶段的污染排放数据、电耗物耗、残余物排放等来自于TNO的研究数据[7](表3),其余采用SimaPro7.1评价软件数据库[27]中原油精炼残余物的焚烧炉处置数据.根据TNO 2005年比利时某危险废物焚烧厂的年度报告可知,能量回收主要用于蒸汽回收(回收比例20.9%)以及电力生产(回收比例2.20%)[20];根据我国常用的危险废物焚烧场的焚烧残渣处理方法[18],焚烧渣经水泥固化后进行填埋,消耗的水泥在其生产阶段的环境负荷采用我国水泥工业的环境负荷数据[28],同样采用5km距离、汽车运输方式;焚烧渣安全填埋的LCI采用Obersteiner等[29]对危险废物焚烧炉残余物安全填埋场的LCA研究结果及模型假设,假设填埋后考虑30年的污染负荷,由于焚烧渣经过固化后进入填埋场,因此只考虑渗滤液的污染情况.

表3 回转窑式焚烧炉的相关参数Table 3 Main characteristics of the rotary kiln hazardous waste incinerator

不同危险废物焚烧炉焚烧的输入、输出数据差异主要由能耗产生,而燃油消耗主要取决于危险废物的混合热值及启动和停止的次数;输出排放物的差异主要取决于处理条件和温度、停留时间、混合燃烧空气等;烟气净化装置的选择也会起到重要作用[30].

2.5影响评价

目前国际上较有代表性的LCA影响评价方法中, Eco-indicator 99(EI 99)法作为终点评价法的典型代表,其环境影响模型直接与人类相关,是目前LCA研究的热点[31].本文采用EI 99法对废白土处置系统进行清单数据分类、归一化、加权,得到生命周期的环境影响潜值.EI 99法将环境影响类别分为人类健康(HH)、生态系统破坏(EQ)和资源(R)3大环境影响类别,而每个大类别下又区分为各个子类别,共计12类.结合水泥生产和焚烧炉焚烧危险废物的污染排放特点,影响类别中只考虑:HH:致癌物质、呼吸系统影响、气候变化;EQ:生态毒性、酸化和富营养化;R:化石燃料.采用EI 99方法的影响因子值[32],依据我国基础数据得到的我国EI 99特征化基准[33]对LCI结果进行特征化计算.权重采用Goedkoop等[32]关于EI 99方法确定的无区别权重值.

3 结果与分析

3.1清单分析结果

表4 废白土水泥窑共处置和焚烧炉处置的生命周期清单汇总Table 4 Total LCI results of co-processing in cement kilns and incinerating in incinerator for spent bleaching clay

在水泥窑共处置系统中,煅烧过程的尾气排放及生产电耗数据涉及数据在生料、煤和废弃农药之间的分配.本实验依据实践中常采用的按照物质质量比分配的原则[34]对废白土在水泥窑煅烧输入物总质量的比例作为输入输出的数据分配基础.根据水泥窑共处置废白土的实验监测数据和文献数据源,对水泥窑共处置和焚烧炉处置废白土各个单元中物料、能源、污染排放等基本输入输出进行分析,得到总的LCI清单(表4).由表4可见,水泥窑共处置废白土在能耗和污染物排放都是负值,而在焚烧炉系统中能耗和绝大多数污染物都为正值,说明水泥窑共处置危险废物系统中避免的环境排放和能源消耗超过了该系统其他单元的环境排放,也表明废白土在水泥窑中的进行共处置具有较好的环境效益.

3.2汇总特征化结果

由图4可见,废白土在水泥窑共处置的环境效益显著优于焚烧炉,所有6个子类别影响指数均为负值.而焚烧炉处置除了化石燃料和呼吸系统为负影响外(其中,焚烧系统中蒸汽回收阶段避免锅炉系统的粉尘排放,使得呼吸系统避免的影响超过了水泥窑共处置),其余子类别均为破坏的影响,且对生态毒性和气候变化的影响较大.

图4 废白土在水泥窑共处置和焚烧炉焚烧的各环境类别的影响指数Fig.4 Comparison of characteristic indicator results of spent bleaching clay treatment in cement kiln and incinerator

3.3阶段特征化结果

将废白土在2个场景处置的生命周期过程分为各个相互联系的阶段,研究各个阶段的环境影响情况,对影响最敏感的阶段进行识别.

图5表明,废白土在水泥窑共处置中,矿山开采是避免致癌物质、呼吸系统和生态毒性的主要阶段;电力生产是避免气候变化、酸化和富营养化的主要阶段;而煅烧是避免化石燃料消耗的主要阶段.矿山开采是避免HH和EQ最主要的敏感阶段;而煅烧阶段为避免R破坏的主要阶段.

图5 水泥窑共处置废白土各个阶段的影响类别比较Fig.5 Comparison of different stages of spent bleaching clay co-processing in cement kiln

图4表明,水泥窑共处置系统中,EQ可避免的环境负荷最大,达到可避免总量的90.5%,其次是HH和R.其中,生态毒性子类别避免的影响占决定地位,占类别影响的99.6%,结合图5和清单分析结果可知,这主要是由于废白土的使用避免了煅烧、电力生产、矿山开采阶段的重金属、二和苯的排放,而这些都是生态毒性的主要构成污染物.另外,废白土替代的部分原料在环境影响潜值计算中仅考虑该部分原料的矿山开采和预处理阶段的能耗,而原料在资源消耗类别中由于没有基准值而未进行计算,废白土在R影响类别中的还可以避免更多的环境影响.

图6表明,废白土在焚烧炉焚烧系统中,蒸汽回收是避免影响的唯一阶段,主要避免呼吸系统、气候变化、酸化和富营养化以及化石燃料的影响;其余阶段都造成了环境影响,其中电力生产和焚烧阶段对废白土在焚烧炉系统的环境影响起决定作用:电力生产对致癌物质和生态毒性子类别的影响贡献最大,焚烧主要影响气候变化、酸化和富营养化.从3大影响类别来看,电力生产对各影响类别都有很高的贡献率,焚烧过程主要影响HH和EQ;而蒸汽回收主要避免R的影响.

图4表明,在焚烧方案中,总环境影响潜值为0.245.EQ的贡献最大,占92.0%,其次为HH,R表现为避免的环境影响;在EQ中,生态毒性子类别是影响主要因素,占总影响的71.0%,结合图6和清单分析结果可知,这些贡献主要是焚烧、填埋和消耗电力的上游生产中重金属排放、二等有机污染物排放造成的;R影响潜值为负值,主要与废白土在焚烧炉焚烧过程产生的热量用于余热发电和蒸汽回收等过程有关;由于焚烧灰渣的固化过程中消耗的水泥在其上游生产阶段的石灰石资源没有考虑到R类别中,使得废白土在焚烧处置系统内R的影响潜值偏小,即实际上废白土在焚烧系统内避免的R应低于计算结果.

图6 废白土在焚烧炉焚烧各个阶段的环境影响比例Fig.6 Comparison of different stages of spent bleachingclay incinerating in incinerator

3.4加权

采用无区别权重将归一化结果加权,得到最后的环境影响潜值见表5.总体来看,水泥窑共处置废白土得到较大的环境利益,而焚烧炉处置总体表现为对环境有害的影响.功能单位废白土生命周期总的环境负荷在水泥窑和焚烧炉系统中分别为-1.03,0.273Pt,负值是因为方案中废白土替代了煤和原料进行熟料生产,避免的环境排放和能源消耗超过了方案其他单元的环境排放的缘故.前者的环境负荷比后者减少了477%,相应各个指标的减少率为:HH:413%,EQ:479%,R: 36.9%.水泥窑共处置方式比焚烧炉焚烧更具环境友好性.

表5 废白土在水泥窑共处置和焚烧炉焚烧人均值的加权结果(Pt)Table 5 Weighting results of spent bleaching clay in co-processing and incinerating system (Pt)

4 结论

4.1从人类健康、生态系统质量和资源消耗的角度来看,水泥窑替代焚烧炉处置废白土能有效地减少处置过程的环境负荷.在这2个系统中,EQ都是最敏感的影响指标,对于水泥窑系统是避免影响最大的指标,而焚烧炉系统则是造成环境影响最大的指标.

4.2在水泥窑系统中,原料的获取阶段得到最大环境效益,成为该系统中最重要的环境影响阶段,主要避免HH和EQ的影响,煅烧过程的能耗控制则是避免R消耗的主要阶段;焚烧炉系统中,焚烧过程和电力生产阶段都是该系统造成环境影响的重要阶段,主要影响HH和EQ,而蒸汽回收过程是系统中唯一避免环境影响的阶段,但也不能抵消整个焚烧系统对环境的破坏影响.

4.3追溯到具体的污染物类别发现,二苯、重金属是水泥窑共处置系统的主要影响因子;粉尘和重金属对焚烧炉系统的影响较大.

4.4水泥企业在生产过程中应尽量避免原生材料的开采,其次是煅烧阶段的污染排放,共处置过程中若设置余热回收装置,将会使水泥厂得到更大的环境效益.

[1] 陈 扬,杨 艳,陈 刚.我国危险废物污染控制技术现状及发展 [J]. 中国环境保护产业,2004,(11):16-17.

[2] 乔龄山. 水泥厂利用废弃物的有关问题(一)——国外有关法规及研究成果 [J]. 水泥, 2002,(10):1-5.

[3] Young S B, Turnbull S, Russell A. Toward a sustainable cement industry: What LCA can tell us about the cement industry? [EB/OL].http://www.wbcsd.org/DocRoot/ieJTe1OdxbAGpMg3r6 E8/final_report6.pdf. 2002-03-01.

[4] Gäbel K, Tillman A M. Simulating operational alternatives for future cement production. [J]. Journal of Cleaner Production, 2005,13:1246-1257.

[5] Houillon G, Jolliet O. Life cycle assessment of processes for the treatment of wastewater urban sludge: Energy and global warming analysis [J]. Journal of Cleaner Production, 2005,13: 287-299.

[6] Boughton B, Horvath A. Environmental assessment of shredder residue management [J]. Resources, Conservation and Recycling, 2006,47:1-25.

[7] Suzanne de Vos, Jochen Görtzen, Cvert Mulder, et al. LCA of thermal treatment of waste streams in cement clinker kilns in Belgium –Comparison to alternative treatment options [EB/OL]. http://www.febelcem.be/en/waste-treatment/IT-A-R-2007-036-Fe belcem.pdf. 2007-03-06.

[8] 王翠珍,周广柱,冯承莲.活性白土对溶液中重金属离子的吸附性能研究 [J]. 中国非金属矿工业导刊, 2005,(4):49-51.

[9] 李海涛,郭献军,吴武伟.新型干法水泥生产技术与设备 [M].北京:化学工业出版社, 2005.

[10] US EPA Federal Register. Method 18 – Measurement of gaseous organic compound emissions by gas chromatagraphy [EB/OL]. http://www.epa.gov/ttn/emc/promgate/m-18.pdf. 1994-04-25.

[11] NIOSH (The National Institute for Occupational Safety and Health). Hydrocarbons, aromatic method 1501 [EB/OL]. http://www.cdc.gov/niosh/nmam/pdfs/1501.pdf, 2003-03-15.

[12] HJ/T 365-2007 危险废物(医疗废物)焚烧处置设施二排放监测技术规范 [S].

[13] GB 4915-2004 水泥工业大气污染排放标准 [S].

[14] GB 18484-2001 危险废物焚烧污染控制标准 [S].

[15] US EPA Federal Register. Method 301 –Field validation of pollutant measurement methods from various waste media [B/OL]. http://www.epa.gov/ttn/emc/promgate/m-301.pdf. 2004-12-22.

[16] US EPA Federal Register. Method 29 –Determination of metals emissions from stationary sources [EB/OL]. http://www.epa. gov/ttn/emc/promgate/m-29.pdf. 1996-04-25.

[17] 邓南圣,王小兵.生命周期评价 [M]. 北京:化学工业出版社, 2003:14.

[18] 柴晓利,赵爱华,赵由才.固体废物焚烧技术 [M]. 北京:化学工业出版社, 2004.

[19] 狄向华,聂祚仁,左铁镛.中国火力发电燃料消耗的生命周期排放清单 [J]. 中国环境科学, 2005,25(5):632-635.

[20] 刘颖昊,刘 涛,沙高原,等.货物运输的生命周期清单模型 [J].安徽工业大学学报, 2008,25(2):205-207.

[21] 薛艳冰,马大炜,王 烈.列车牵引能耗计算方法 [J]. 中国铁道科学, 2007,28(3):48,58,68,78.

[22] 王 贤.改善机车燃油机排放的试验研究 [J]. 内燃机车, 2006,(4):1-5.

[23] 狄向华.材料环境协调性评价的标准流程方法研究 [D]. 北京:北京工业大学, 2001.

[24] 刘顺妮.水泥-混凝土体系环境影响评价及其应用研究 [D]. 武汉:武汉理工大学, 2002.

[25] 王 超.电石渣水泥和石灰石水泥生命周期评价的比较研究[D]. 成都:西南交通大学, 2007.

[26] 袁宝荣,聂祚仁,狄向华,等.中国化石能源生产的生命周期清单(II)——生命周期清单的编制结果 [J]. 现代化工, 2006,26(4): 95-97.

[27] 荷兰Leiden大学环境科学中心. SimaPro 7.1 [Z]. 2006.

[28] 吴 红, 崔素萍,王志宏.中国水泥工业环境负荷分析 [J]. 中国建材科技, 2006,(6):50-54.

[29] Obersteiner G, Binner E, Mostbauer P, et al. Landfill Modelling in LCA–A Contribution Based on Empirical Data. [J]. Waste Management, 2007,27:58-74.

[30] 王飞儿,陈英旭.生命周期评价研究进展 [J]. 环境污染与防治, 2001,(10):249-252.

[31] Goedkoop M, Schryver A D, Oele M. Introduction to LCA with SimaPro 7. [EB/OL]. http://users.rowan.edu/～everett/courses/ soclii/LCA/EI99_manual_v3.pdf, 2007.

[32] Goedkoop M, Spriensma R. The Eco-indicator 99: A damage oriented method for life cycle impact assessment – Methodology report [EB/OL]. http://simapro.rmit.edu.au/LIT/LCA/EI99_ METHODOLOGY_V2.PDF, 2000-04-17.

[33] 赵 辉.中国产品生命周期影响评价——终点破坏类型模型框架建立及案例应用. [D]. 大连:大连理工大学, 2005.

[34] 杨建新.产品生命周期评价方法及其应用 [M]. 北京:气象出版社, 2002:36.

致谢：本研究的试验部分由辽宁某水泥厂协助完成,项目由挪威专家Karstensen先生,Harald先生指导完成,研究部分由谢明辉博士、杨玉飞博士协助完成,在此表示感谢.

Environmental benefits of co-processing spent bleaching clay in cement kiln based on life cycle assessment.

LI Lu, HUANG Qi-fei*, CAI Mu-lin, YAN Da-hai (Research Institute of Solid Waste Management, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China). China Environmental Science, 2010,30(6)：808～815

X705

A

1000-6923(2010)06-0808-08

李 璐(1984-),女,苗族,贵州雷山人,中国环境科学研究院硕士研究生,主要从事固体废物资源化研究工作.发表论文4篇.

2009-08-24

“十一五”国家科技支撑计划(2007BAC16B03,2006BAC-02A19)

* 责任作者, 研究员, huangqf@craes.org.cn