雙碳戰略背景下燃煤電廠CCUS技術發展：挑戰與應對

馬雙忱，樊帥軍，武 凱，楊鵬威，陳柳潼

(華北電力大學 環境科學與工程系，河北 保定 071003)

0 引 言

IEA國際能源組織《全球煤炭市場報告(2018—2023)》[1]顯示，煤炭作為一次能源消耗量將以1%的速度逐年下降，但根據國家統計局2018—2020年能源消費量統計數據[2]，盡管我國煤炭消費總量仍在增加，但增速逐漸放緩，且煤炭消費總量占比逐漸下降，由此可見，國內煤炭消費情景與全球低碳情景相比存在差異，根據近2 a發展趨勢，結合我國富煤缺油少氣的能源稟賦，國內長期依賴以煤炭為主的化石能源消耗將成為碳達峰階段的基本情景。電力、熱力生產行業作為煤炭消費的主力，占總量的50%以上[3-4]，盡管如此，電力需求仍在增加，至2020年裝機容量已達10.8億kW，占發電裝機總容量的56%以上，燃煤電廠在電網中長期發揮穩定與可靠作用。要建成低碳電網，根據國內煤電機組發展情況，短時間內燃煤機組不能完全退役，并且還有相當規模新增煤電裝機仍在規劃中，能源結構轉型正處于過渡期，煤電機組的穩定性與韌性不容忽視。

2020-09-22，我國向世界鄭重承諾，CO2排放力爭2030年前達到峰值，努力爭取2060年前實現碳中和[5]。2021-04-22，國家主席習近平在“領導人氣候峰會”上提出，中國將嚴控煤電項目， “十四五”時期嚴控煤炭消費增長，傳統煤電是CO2排放大戶，減排需求量大，正面臨能源結構轉型的困境。CCUS技術是實現電力行業雙碳目標必不可少的一環，正如《全球煤炭市場報告(2018—2023)》提到，沒有CCUS，火力發電廠在未來將幾無生存空間。

燃煤電廠處在煤炭消耗與電力供給交織的環節，煤電是目前國內碳排放的主力，發展CCUS技術是降低碳排放、提升行業競爭力的唯一途徑，可保障煤電機組持續發揮基底作用。2021-07-25，生態環境部環境規劃院發布《中國二氧化碳捕集利用與封存 CCUS 年度報告(2021)：中國 CCUS 路徑研究》[6]，報告指出，從實現碳中和目標的減排需求來看，依照技術發展預測，2050 年、2060 年分別需要通過煤電 CCUS 技術實現 2億～5億t碳減排量。根據統計數據，國內燃煤電廠CCUS示范工程部署達60萬t左右，我國CCUS布局正處于起步階段，當下與各種情境下推算出的減排容量仍有很大差距，未來我國CCUS技術成本仍有較大的下降空間，技術應用廣度也有望進一步提升。

1 燃煤電廠CCUS減排空間

厘清煤電CCUS占據CCUS總布局中的地位，明確煤電產業鏈條中上下游的減排責任，從而引導政府制定政策調節市場導向，同時有助于當前規劃CCUS示范進度，選擇合適的煤電碳減排路徑進行深度技術開發。

根據《電力行業煤炭消費總量控制方案和政策研究》[7]，基準場景中將逐步開發可再生能源發電，非化石能源發電占比超過60%，政策場景中需在2050年將煤電占比降至25%左右，零碳情景則是基于電力行業雙碳目標進行規劃。各種情景下，煤電的CO2排放量與CCUS預測見表1，基準情景下煤電CO2排放量在 2040年左右可以達峰；在政策情景下，將在2030年前達峰，峰值排放量約40億t；零碳情景要求有更大的減排力度，根據舒印彪等建立的電力系統多情景優化規劃模型，到2030年后將呈快速下降趨勢，2060年下降到約5億t，低于峰值排放量86%以上。能源轉型是實現雙碳目標的主要方式，在碳達峰階段將主要依靠新能源的替代保證，而碳中和階段煤電CCUS將得到大規模的商業化發展，尤其是2045年后，碳捕集技術將是主要減排手段，未來碳中和階段煤電必將依賴于CCUS技術穩定過渡。

表1 不同情境下煤電碳排放與捕集量Table 1 Coal power carbon emission and capture amount under different circumstances

2 現有CCUS的困境

2.1 碳捕集技術

煤電CCUS技術可根據捕集系統安裝位置進行劃分，分布在燃燒前、燃燒中以及燃燒后。燃燒前捕集過程為整體煤氣化聯合循環發電系統(Integrated Gasification Combined Cycle， IGCC)煤氣化單元產生CO，其經過水煤氣變換產生的高濃度CO2在燃燒前進行分離[10]；燃燒中捕集也稱為富氧燃燒，通過空分裝置收集O2，進行富氧燃燒產生高濃度CO2，適用于IGCC與傳統的煤粉燃燒鍋爐[11]。燃燒前與燃燒中碳捕集通過氣體提純單元增大CO2分壓，降低CO2分離難度，但由于IGCC技術經濟集中性導致國內推廣速度較慢，同時空分機的能耗問題也是抑制富氧燃燒技術發展的主要問題[12]。相較于其他2種捕集技術，燃煤電廠燃燒后捕集應用廣泛，技術最成熟。表2列出了國內燃煤電廠現有碳捕集示范項目。由表2可知，現有規模化示范工程均采用醇胺法化學吸收低濃度CO2氣體[20-21]，該工藝吸收塔設置在脫硫塔后端，塔內設置填料，吸收液與煙氣逆流接觸吸收，通過有機胺的化學吸收固定CO2，捕集煙氣中80%左右的CO2，將碳化度接近飽和之后的富液送入解吸塔內，使用熱蒸氣換熱解吸，得到高濃度的CO2[22-24]。

表2 國內燃煤電廠碳捕集示范項目Table 2 Carbon capture demonstration projects of domestic coal-fired power plants

2.2 CCUS中“C”的問題

CO2捕集成本由固定成本和運行成本組成。煤電CCUS項目成本分布如圖1所示，可知富氧燃燒與燃燒后捕集運行能耗均大于總成本的70%，而燃燒前捕集成本主要來源于固定成本，根據張曦[25]數據統計結果，IGCC百萬噸級固定成本高達41 900萬元。LU等[26]研究表明即使CO2分離可達到的極限能耗為0.116 kWh/kg，仍將導致機組凈功率輸出減少10.4%；韓中合等[27]分析吸收效率與吸收劑濃度靈敏度得到，600 MW超臨界燃煤機組安裝CCUS裝置后全廠熱效率將下降6.09%； SOAVE等[28]分析900 MW能耗情況，當 CO2回收量在611 t/h時，蒸氣耗量占蒸氣量的54%，約為737 t/h，機組出力降低了17%左右；MANTRIPERAGADA等[29]基于Petra Nova與Boundary Dam電廠(以下簡稱PN與BD3)運行情況進行了平準化電價(Levelized Cost of Electricity ，LCOE)計算，配備了碳捕集設備(再生蒸氣由主蒸氣循環提供，電力由電廠提供)的LCOE增加了50 USD/MWh左右，假設單位發電價格為0.07 USD/kWh，計算出的能耗為5.04 USD/t(以CO2計)，能源消耗密集屬性和項目高額的前期投資為大規模部署CCUS提出了巨大挑戰[30-32]。

圖1 煤電CCUS項目成本分布(CCUS設備使用年限估計為10 a)Fig.1 Cost distribution of coal power CCUS project (estimated service life of CCUS equipment is 10 years)

國外煤電CCUS起步較早，已有商業化應用實例，加拿大BD3電廠、美國PN電廠均采用單相吸收劑捕集CO2，年捕集量達百萬噸[28]。國內燃煤電廠CCUS示范工程90%以上為燃燒后捕集，且均為有機胺法碳捕集，控制運行能耗為關鍵問題。燃燒后捕集所產生的能耗由2部分組成，一部分為裝置電耗，一部分為解吸所需的熱量，包括CO2解吸反應熱、富液與解吸塔補液溫升顯熱、塔頂氣吸收的熱量，解吸能耗共占80%左右[33]。根據研究結果CO2解吸能耗存在理論極限值，降低能耗潛力有限，在應用過程中出現了吸收劑耐受能力不足，循環使用會導致吸收劑中毒，解吸能耗存在界限，對蒸氣熱源的依賴程度高，改造難度大等問題[34]。為此，篩選優質吸收劑，降低解吸能耗已成為熱點研究方向，希望通過改變吸收劑突破碳捕集能耗的困境。相比于單相吸收劑和多相吸收劑，相變吸收劑在吸收塔與解析塔之間增加分離器，通過物理作用對碳化液進行分離提濃，降低能耗，但仍處于試驗研究階段，降低能耗潛力仍有待規模化經濟性評估。然而，仍存在諸多挑戰，如捕集效率低、吸收速率慢、熱穩定性差、腐蝕性高等問題仍需解決[35]。

2.3 CCUS中“U”的問題

CCUS的基本問題是捕獲的CO2需求量有限，目前歐洲及澳大利亞-新西蘭以CTS(捕集-運輸-封存)模式，鹽水層及廢棄油氣田注氣模式居多；加拿大BD3與美國PN均采用強化采油(Enhanced Oil Recovery，EOR)技術利用CO2，EOR技術成熟，其產業環節為CTUS(捕集-運輸-利用+封存)，經過壓縮、液化、干燥3個工序，通過管道運輸至油田。但其收益嚴重依賴于油價，經濟上可持續性較差，管道運輸初始投資大，成本回收周期長，為CO2捕集帶來了一定的風險[36]。正是由于油價暴跌，PN電廠CCUS項目于2020年5月起停運至今，若油價回升到75 USD/桶以上，運行CCUS系統才具備經濟可行性[37]。

中國CCUS技術多為示范性質的，商業化程度低，對碳減排的貢獻相當有限，表3為國內CCUS利用途徑統計[38]。當前產業模式多為CU型(捕集-利用)，部分為CUS型(捕集-利用-封存)，完整產業鏈的CTUS相對較少；計劃執行的大規模項目中，完整產業鏈、永久埋存的產業模式 CTUS或CTS開始增多[39-42]。直接用于制備干冰化學品、制冷、飲料等[43]。

表3 國內CCUS中“U”技術應用情況Table 3 Application of CCUS “U” technology in China

由于國內煤電CO2氣源分散且源匯匹配情況不佳，導致CO2運輸成本昂貴，據初步研究測算汽車運輸成本為0.8～0.9元/km，管道超臨界運輸成本約0.1元/(km·t)，雖然管道運輸成本更優，但我國還未形成長距離、共享式CO2運輸管網，管道輸送不僅需要大量前期投資，而且缺乏相關建設和運營經驗。就CO2驅油成本而言，相比常規油氣開發增加投資和成本，如在安全監測、設備防腐等方面要求更高，還要增加采出氣回收回注等設施[44]。

目前國內仍不具備建設兼具經濟性與捕集規模化商業CCUS設施條件，在永久或替代減排層面上也需深入評估。推行先進的負碳技術，如生物質能-碳捕集與封存(Bioenergy with Carbon Capture and Storage，BECCS)，利用光合作用的生物質發電提供了一種可行的戰略選擇[45]，尤其在碳中和階段，政府應將CO2利用規模制度化，加大研究投入力度。

3 CCUS技術發展

3.1 電廠煙氣污染物一體化耦合控制

自2015年《燃煤電廠超低排放節能改造綜合實施方案》發布以來，所有在建與新建燃煤電廠必須滿足超低排放標準，即PM、SO2、NOx質量濃度分別不超過10、35和50 mg/m3[46]。隨著污染物指標不斷細化，排放限值降低，脫硫、脫硝、除塵常規污染物控制流程已無法滿足環保要求，正迫使電廠革新環保技術如煙氣消白，脫硫超低改造包括塔內設備升級和串聯塔改造等，而安裝錯綜復雜的管道、設備以及原料儲槽導致電廠改造余量告急，因此從上層設計入手，保證合理的燃煤電廠尾部煙氣控制技術、布置高效一體化脫除技術成為必然趨勢。傳統煤電脫硝選擇性催化還原法(Selective Catalytic Reduction，SCR)裝置處理的煙氣位于省煤器和空預器之間，催化劑在高粉塵、高SO2濃度的惡劣環境下頻繁失效[47]。以氨水為吸收劑的硝硫碳一體化脫除關鍵問題在于SO2和NOx的共同氧化，主流的氧化技術有熱化學催化氧化法與非熱等離子體氧化法(Non-thermal Plasma，NTP)。

3.1.1 等離子體氧化法

根據不同NTP放電方式，極板布置可分為電子束、脈沖電暈、直流輝光放電、介質阻擋放電(Dielectric Barrier Discharge，DBD)和微波等離子體技術，其氧化原理類似，如圖2所示，煙氣中的H2O在高壓條件下產生·OH、·O、·HO2等自由基直接氧化煙氣中的SO2與NOx，生成的高價氧化物與NH3反應生成相應的硫酸銨和硝酸銨經過除塵器進行收集[48-51]。

圖2 SO2、NOx與自由基反應原理[48-50]Fig.2 Reaction principle of SO2,NOx with free radicals[48-50]

SO2在均相氧化的條件下，NTP法對SO2的去除效率約15%，研究表明SO2無法直接以氣體的性質參與氧化反應，經過冷卻塔產生的飽和濕煙氣可引發SO2鏈式氧化反應，提高其氧化效率[52-53]。同時借助H2O產生·OH自由基(其氧化速率常數遠高于·O自由基與·HO2自由基)；噴氨主要作用是與氧化物反應生成銨鹽，同時產生—NH2與·O自由基反應，抑制NO2與·O自由基向NO逆反應生成[54-55]。噴氨工序設置在NTP設備下游將更有利于NO的氧化，下游加入NH3可減緩SO2的固定，SO2與NO的協同產生硝酸鹽，抑制NO2的可逆還原反應，進而提高NO的氧化效率[56]。

目前，電子束脫硫已有規模化應用[57-59]，2003年后僅限于示范項目，沒有更大規模的應用，其主要原因是電子束功耗大[60]。NTP通常是非均相氧化過程，主要是由于SO2不能直接與自由基反應，需通過噴氨產生銨類結晶，增加SO2吸附氧化。已有多項中試工程采用NTP協同脫硫脫硝，輔助NH3-FGD試驗裝置在12 000 m3/h條件下，使用交流/直流電源產生均勻分布的流光等離子體，脫硫率達95%以上。反應器能耗為1.8 kWh/m3，可控制氨逃逸量在5×10-6[61]。NTP法原理基本一致，噴氨工藝前置，熱化學反應吸收同時或先后進行，吸收NOx、SO2直接產生晶體，需在后端增加靜電除塵收集硫銨硝銨產物。

3.1.2 添加劑氧化法

液相非均相氧化法，其催化劑包括NaClO2、H2O2與過硫酸鹽等，但由于制備催化劑成本昂貴，仍處于基礎研究階段。而氣相均相氧化法使用的氧化劑為O3，在均相環境下是一種良好氧化介質。工業上使用NTP制備O3的方法非常成熟，包括脈沖電暈、DBD、輝光放電法[62-65]。利用空分技術產生O2，NTP法制備氧氣源O3，該技術多用于廢水處理領域，可高效去除工業廢水、市政供水中的味道、有機物、微生物等。一般來說，商用臭氧發生器的工作電壓為4～5 kV，頻率為1 000～3 000 Hz，O3產率不低于111.11 g/kWh。目前世界上最先進的商用O3發生器單機產量175 kg/h，產率和質量濃度則分別不低于135 g/kWh、210 mg/L[66]。臭氧低溫氧化法的主要限制在于能耗問題，研究表明O3的熱力學產率極限為1 200 g/kWh[67]。導致O3產率低，耗能高，大型臭氧發生器技術發展緩慢的主要障礙是O3在放電間隙的熱分解，現有臭氧發生器技術仍有較大進步空間[68]。現有DBD在所有O3制備技術中最具潛力，常用的電極為同軸管式電極，現有研究主要從放電介質材料、電源、電極形狀、填充材料等方面對O3產生效果進行了探索。使用雙極脈沖會降低擊穿電壓和O3產生效率，而在固定電壓下，使用雙極脈沖會導致O3濃度升高。在6 kV正脈沖下產生O3質量濃度為11.9 g/m3，O3產率達186.9 g/kWh[69]。

Dupont Belco公司開發的EDV 5 000 ℃ 脫硫和LoTOxTM脫硝濕法洗滌系統，最有代表性的是臭氧氧化污染物一體化控制技術，其應用NTP制備O3一體化脫硫脫硝，流程如圖3所示，在冷卻塔內噴淋快速冷卻煙氣，控制溫度在70 ℃左右，同時通入O3氧化SO2、NOx，其氧化脫硫脫硝原理如圖4所示[54]，使用文丘里管噴淋NaOH堿液進行反應吸收，同步高效處理煙氣中顆粒物。該類以臭氧氧化為核心的煙氣污染物一體化脫除技術[70]已廣泛應用于處理中小型鍋爐煙氣，如玻璃熔爐煙氣、燒結煙氣等，表4為該技術的應用情況，可以看出該技術應用效果良好，脫硫效率均高于95%，而脫硝效率大多高于80%，而其中玻璃熔爐煙氣脫硝效率很低，僅有33.0%，原因是O3和NO物質的量之比僅為0.22。吸收劑多選用NaOH溶液，但也可根據污染物特性進行調整，選擇腐蝕性低或廢水排量少的吸收劑。

圖3 濕法煙氣脫硫、脫硝一體化技術流程Fig.3 Integrated technical process of wet flue gas desulfurization and denitrification

圖4 O3氧化脫硫脫硝原理Fig.4 Principle of O3 oxidation desulfurization and denitrification

由表4可知，臭氧同時脫硫脫硝技術共性指標是O3與NO比值，即O3利用率，經驗表明NO脫除量與O3物質的量之比應控制在0.78～1.00，大型煤電應用臭氧氧化技術可參考此規律選擇臭氧發生器。MENG等[79]根據O3氧化能力設計了低溫氧化協同脫硫脫硝系統，如圖5所示，提出在80 ℃，以銳鈦礦為催化劑，添加H2O2和O3共同氧化脫硝效率可達97%。但并未考慮煙氣溫度變化，空預器段降溫幅度為120～200 ℃，仍高于O3分解溫度，因此需通過多級降溫余熱利用以增加O3真實利用率。

表4 臭氧同時脫硫脫硝技術應用情況Table 4 Application of ozone simultaneous desulfurization and denitrification technology

圖5 SCR改造后的低溫氧化系統原理Fig.5 Schematic diagram of low temperature oxidation system after SCR modification

3.2 超低排放結合CCUS

表4中利用1%氨水作為焦化煙氣吸收劑，其脫硫脫硝效率分別為99.7%和84.2%，表明其與超低排放技術具備一定的兼容性。以氨水作為CO2吸收劑燃燒后捕集吸收容量高，捕集設備與現有煤電煙氣末端治理布局相似，改造成本可控，且NH3來源豐富，可根據電廠需求選擇技術路徑[80]。SIDDIQUI等[81]提出了一種基于可再生能源的CO2捕獲系統，工藝流程如圖6所示。風力發電產生的電能通過質子交換膜(Proton Exchange Membrane，PEM)電解槽生產綠氫，其與N2進入合成反應器，運用哈博-博世(Haber-Bosch，HB)工藝生產綠氨。NH3與水混合后形成氨水，在吸收裝置中捕集CO2，反應生成NH4HCO3和其他副產物，可作為一種有用的系統產品工業利用[82]，如可在NH4HCO3母液中加入熟石灰循環利用氨水，產生副產品碳酸鈣(Precipitated Calcium Carbonate，PCC)，由于生產了NH4HCO3(300 USD/t)、原料氨水(400 USD/t)、NaHCO3(250 USD/t)和PCC(400 USD/t) 等化工產品，且50% NH4HCO3可作為中間原料供給尿素合成工廠，可見氨法碳捕集成本可控，存在利潤空間[83]。

圖6 利用氨水吸收劑的新型風能CO2捕獲系統示意Fig.6 Schematic diagram of a new wind energy CO2 capture system using ammonia absorbent

陶瓷材料具有優良的化學穩定性和熱穩定性，可在高達800 ℃下工作，且在氧化、還原以及高溫條件下具有良好的抗腐蝕性能[84]，陶瓷過濾管兼具換熱與除塵性能，替代省煤器，且可避免由于灰塵覆蓋導致省煤器磨損與換熱效率下降的問題，已有部分燃煤煙氣一體化脫除規模化應用實例[85-86]。

NTP法自由基催化可協同氧化NOx和SO2，該套超低排放技術與CCUS技術兼容性好，在已有成熟研究與應用基礎上，提出超低排放結合CCUS減排技術設計，采用后置噴氨的硝硫碳一體化脫除技術，技術系統布局示意如圖7所示。陶瓷膜除塵器替代SCR布局，鍋爐尾部煙氣在省煤器換熱后，進入高溫陶瓷膜除塵器，除塵器內可設置換熱管道進行二次降溫，根據上下游設備溫度需求調整換熱量，收集熱量可用于尾部煙氣升溫，或作為碳銨、硫銨濃縮熱源，進行一次提濃；對煙氣進行均相氧化前，設置陶瓷過濾管除塵器，煙氣經空氣預熱器和換熱器后，溫度降至100～150 ℃，通過等離子轉換器時達到適宜溫度90 ℃，低溫煙氣進入NTP反應器，煙氣中NOx與SO2經自由基氧化為高價氧化物NO2、SO3；經氧化的煙氣進入氨法一體化脫除系統，系統內同時擁有脫硫、脫硝、脫碳3種功能，脫除系統為2個主塔串聯連接，前置塔脫除煙氣中的NO2與SO3，后置塔脫除煙氣中CO2，從而實現 SO2、NOx與CO2同時脫除。設置分區脫碳提升CO2捕集效率，結合酸洗與水洗控制氨逃逸量，通過鼓泡形式解決NH4HCO3沉淀與結垢的問題[83,87-88]。

圖7 硝硫碳一體化脫除系統Fig.7 Nitrate,sulfur and carbon integrated removal system

3.3 超低排放結合CCUS技術經濟性

燃煤電廠低排放結合CCUS技術涉及核心技術耦合陶瓷過濾、NTP、氨法脫硫、脫硝、脫碳等污染物脫除技術。選擇陶瓷過濾器替代煙道中脫硝SCR位置，可解決傳統靜電除塵器不耐高溫的問題，陶瓷膜兼具機械強度與穩定性，適用于高煙氣流速、惡劣的煙氣環境。NTP法調整為后置噴氨，利用煙氣攜帶H2O和O2產生自由基，根據煙氣量、污染物濃度調整放電參數與煙氣濕度以適應工況變化。氨法脫硫、脫硝可同步進行，氨法脫硫分區技術成熟；低濃度CO2吸收系統可參考傳統制備化肥的碳化塔設計，以氨水為脫硫劑設計脫碳系統需兼顧氨逃逸與水平衡問題。NTP反應器前段收集的煙氣余熱用于脫碳塔前段煙氣升溫，增加其蒸發能力達到系統內水平衡；控制氨逃逸的方法主要為：① 控制稀氨水質量分數低于15%；② 塔頂設置分級水洗回收逃逸NH3；③ 設置漿液分割器收集前級塔酸性脫硫、脫硝漿液酸洗吸收NH3；④ 安裝濕式靜電除塵器捕捉逃逸的銨類氣溶膠顆粒[89]。

該技術經濟性體現在將低濃度氨水吸收CO2轉化為高附加值含氮復合化肥產品，碳捕集產業模式是CU一體化，在吸收的同時產生化工產品，且在生產過程中無需增加額外設備、熱源、能突破煤電CCUS能耗與成本困境，同時銨態氮肥及相應復合肥擁有巨大市場潛力，以液體肥料或固體復合肥的形式進行產物綜合利用。氨法脫碳為燃煤電廠提供了減排思路，可預見未來電廠可通過化工聯產實現低成本電力轉型，從而為煤電行業發展爭取更廣闊的生存空間。

4 氨產業鏈

NH3作為無碳能源載體與化工原料利用空間廣闊，廣泛應用于材料合成、化肥制備等領域，且CCUS結合化工生產已有理論與實踐基礎，朱維群等[90]提出的IGCC系統CU一體化，NH3與CO2為原料結合化工生產均三嗪三醇，該材料具備較高的化工價值，可彌補高額傳統IGCC碳捕集固定成本；中國石油化工集團公司與四川大學已開展了100 m3/h的CO2直接礦化磷石膏聯產硫基復合肥中試試驗[91]，利用NH3作為媒介直接捕集CO2聯產肥料與PCC；Rivers Capital的波瓦凱項目百萬噸天然氣 CCUS系統集合3個流程：CO2循環發電流程、8RH2制氫技術、成熟的商業合成氨和氮肥生產工藝技術。NH3結合CCUS產業下游化工品附加值高，產物以化肥為主，也可生產化工材料等。

本文提出的超低排放耦合CCUS適合從減碳到低碳甚至無碳電力布局，所涉及工藝環節均為工業、電力領域的研究與應用熱點。以綠氨為核心煤電CCUS產業鏈布局如圖8所示，布局分為3條主線：氣源路線為使用空氣分離機制備N2和O2，電解水制備藍氫和O2，N2和H2電催化合成藍氨；能源路線為氨煤混燒與富氧燃燒結合產生高濃度CO2；尾氣控制路線為NTP法結合氨法硝硫碳一體化脫除聯產化肥。

圖8 綠氨產業鏈Fig.8 Green ammonia industry chain

按照40 MW的燃煤混燒25% NH3發電中試規模研究，燃料NH3年耗量超過1.3萬t，因此要實現低碳電網，需配備龐大氨源供應鏈[92]。氨合成工藝鏈已經逐步由高溫高壓消耗化石能源CH4重整制氫轉向低能耗，CH4電化學合成H2[93]，N2、H2電催化合成氨[94]。根據產氨規模制定氨能產業鏈，在碳達峰階段以氨作為捕集原料，碳中和階段以氨作為燃料氨煤混燒，從硝硫碳污染物脫除—氨煤混燒—氨氣發電，逐步過渡最終實現零碳電力。過剩的O2產能還可用于富氧燃燒，進一步提高CO2濃度，降低CCUS技術成本。采用CU一體化的方式直接利用低濃度煙氣合成化工產品，氨法碳捕集設備布置與現有的超低排放脫硫塔類似，設備改造程度低，且一體化脫除技術整體工藝流程較短，NTP氧化法脫硫脫硝均已有成熟的商業化應用案例。可以預見我國煤電CCUS將向多元化轉型，從能效提升、污染物零排放、產物資源化利用3方面衡量未來煤電發展路線，需要電廠兼具化工廠功能，加強燃煤機組與化工單元集成創新，采用多能互補耦合技術，基于經濟性最大化進行合理產業連接，包括硫氧化物、氮氧化物、粉煤灰和二氧化碳等污染物完全資源化再利用，電廠變身城市能源綜合體，解決CCUS產物利用問題，最終實現規模商業化推廣。

5 結 語

我國一次能源在未來10～20 a內仍將以煤電為主，雙碳背景下煤電走低碳路線必須結合CCUS，2045年后，碳捕集技術將是主要減排手段，未來碳中和階段煤電必將依賴于CCUS技術穩定轉型。現階段煤電CCUS仍以示范為主，目前投入工程年捕集量僅60萬t左右，正處于起步階段，其中，有機胺法燃燒后捕集是主流CCUS技術，存在能耗高、吸收劑不穩定等問題。捕集所得CO2需經復雜流程轉化才能獲得少量效益，煤電CCUS項目運行整體呈虧損狀態。考慮到煤電基本完成超低排放改造，將超低排放與CCUS技術結合進行硝硫碳一體化脫除，并逐步建成氨能產業鏈，有望解決雙碳戰略背景下燃煤電廠CCUS技術發展問題，并開拓電廠產品線，豐富電廠營收結構。