面向2035 年的氫燃料與柴油重型商用車全生命周期環境影響預測研究

張 碩，張春梅，蔡 旭，蘭利波，張建章，張溆祺，陳軼嵩*

1.長安大學汽車學院，陜西 西安 710064

2.長安大學長安都柏林國際交通學院，陜西 西安 710064

全球變暖和能源安全問題成為中國高質量發展需要面對的問題，當前交通運輸行業已成為中國碳排放重要領域之一[1].《關于印發2030 年前碳達峰行動方案的通知》中明確，到2030 年新增新能源、清潔能源動力的交通運輸工具比例在40%左右.《氫能產業發展中長期規劃(2021-2035 年)》中預計，到2025年初步建立以工業副產氫和可再生能源制氫就近利用為主的氫能供應體系.同時，各級政府發布氫能與燃料電池方面的發展規劃，預計到2025 年和2035 年全國燃料電池汽車保有量分別達10×104和100×104輛，氫燃料電池汽車在未來擁有巨大的發展潛力.部分學者關于燃料電池重型商用車的高成本、高續航里程、加氫站建設[2]等因素研究發現，燃料電池汽車發展路線應以商用車為主[3].氫燃料電池重型商用車(fuel cell heavy commercial vehicles，FCHCV)在運行使用階段產物只有對環境友好的水[4]，但是考慮FCHCV 的材料獲取、制造過程以及追溯氫能的制取、運輸和存儲過程，FCHCV 較傳統燃油重型商用車對環境是否友好仍是需要研究的課題.利用全生命周期評價(life cycle assessment，LCA)方法可以全面系統地量化對比FCHCV 與傳統燃油重型商用車對環境產生的影響和節能減排效益.

LCA 方法早在20 世紀60 年代便用于產品能源與資源相關研究，采用LCA 方法可以量化分析產品生命周期內涉及資源、能源消耗以及所產生的各種環境影響，實現產品生命周期環境評價結果最優，推動產品綠色可持續發展.在生命周期影響評價方法方面，目前比較成熟、應用比較廣泛的有國外的EDIP、CML[5]等方法，其中CML2001 方法體系涉及的影響評價分為材料的消耗、能源的消耗以及污染物的排放和損害等三大類，筆者選取CML2001 方法體系評估FCHCV 生命周期環境效益.關于采用LCA 方法對FCHCV 與傳統燃油重型商用車進行評估方面，國內外已有不少研究案例.從尋求替代柴油燃料的研究視角出發，Wanniarachchi 等[6-7]基于車輛類型和相關供應鏈，全面考察了替代燃料貨運的生命周期環境和經濟影響，并針對關鍵的電力和氫燃料供應鏈場景開發了一個LCA 影響數據庫；Sun 等[8]量化評估了加拿大液化天然氣作為重型車輛的替代燃料對環境的影響；Stettler 等[9]量化對比了液化氣和柴油重型貨車的燃料生命周期碳排放；Hannach 等[10]通過改造現有的燃料噴射系統和卡車上的燃料存儲來混合柴油和氫氣，評估了在重型卡車上實施氫和柴油雙燃料解決方案的生命周期環境和經濟影響.從柴油和氫燃料電池商用車的LCA 對比研究視角，Yeow 等[11-14]從續航里程、氫能路徑、車輛類型和生命周期成本方面進行了研究，發現FCHCV 與柴油重型商用車(diesel heavy commercial vehicles,DHCV)相比能在一定程度上降低碳排放.但Gustafsson 等[15]量化評估了純電動汽車、燃料電池汽車和純電動重型商用車能源載體燃料生命周期碳排放，結果表明，高電力依賴的能源載體在降低碳排放效果上并不一定比柴油更好.涂小岳等[16]基于LCA 方法建立了DHCV 的生命周期能耗和環境排放差異評價模型.Zhang 等[17]比較了2020年和2040 年不同時間節點下的純電動汽車、氫燃料電池汽車和DHCV 的全生命周期污染物排放量，發現綠色電力和綠色氫是影響不同重型商用車電氣化方案下CO2、NOx和PM2.5全生命周期排放的重要因素.

綜上，國內外學者關于重型商用車全生命周期評價主要聚焦在液化氣和DHCV，符合我國實際發展情況的FCHCV 的全生命周期環境影響預測研究相對較少且結果尚不明確.因此，本研究基于我國區域實際發展情況，構建面向2035 年基于不同氫能路徑下的FCHCV 與DHCV 的LCA 預測模型，對2022 年與2035 年FCHCV 與DHCV 的全生命周期物質流、能量流和排放流進行對比分析，探究基于不同氫能路徑下的FCHCV 與DHCV 產生的環境效益和節能減排潛力，以期為FCHCV 節能減排、環境友好路線制定提供參考依據.

1 材料與方法

1.1 評價對象

本研究選取國內某重型商用車企業某款FCHCV為評價研究對象，同時為使得FCHCV 與DHCV 具有可比性，選取的DHCV 與FCHCV 為同一型號，以此量化預測對比FCHCV 與DHCV 的生命周期材料資源消耗、化石能源消耗、碳排放和污染物排放結果，評估FCHCV 的生命周期環境影響和節能減排潛力.由于FCHCV 與DHCV 的差異主要在整備質量的差異，因此暫未考慮車輛的懸掛車廂，兩款車型實車實景圖如圖1 所示，基本特征參數見表1.

表1 DHCV 與FCHCV 基本特征參數Table 1 Basic characteristic parameters of DHCV and FCHCV

圖1 FCHCV 與DHCV 實車實景對比Fig.1 Comparison diagram of FCHCV and DHCV actual vehicle

1.2 系統邊界

FCHCV 與DHCV 的全生命周期包括原材料獲取、制造裝配、運行使用和報廢回收4 個階段，分別用階段Ⅰ、階段Ⅱ、階段Ⅲ和階段Ⅳ來表示.基于CML2001 方法體系，其輸出為表征碳排放的全球變暖潛值〔GWP，以CO2-Eq (當量)計，單位為kg)〕以及將模型輸出的材料資源統一轉換為材料資源消耗量〔ADP(e)，以Sb-Eq 計，單位為kg〕，初級能源統一轉換為化石能源消耗量〔ADP(f)，單位為MJ〕，環境排放物統一轉換為酸化潛值(AP，以SO2-Eq 計，單位為kg)，以及水體富營養化潛值(EP，以Phosphate-Eq 計，單位為kg)、光化學煙霧潛值(POCP，以Ethene-Eq 計，單位為kg)和人類損害潛值(HTP，以DCB-Eq 計，單位為kg).功能單位是指經過量化的產品功能或績效特征[12]，《節能與新能源汽車技術路線圖2.0》規劃氫燃料電池商用車到2025 年的整車壽命為40×104km，本研究假設FCHCV 在中國工況運行40×104km，系統邊界如圖2 所示.

圖2 系統邊界Fig.2 System boundary

1.3 預測評價模型

1.3.1 預測情景

本研究基于FCHCV 關鍵技術發展趨勢，參考《節能與新能源技術路線圖2.0》和《中國2030 年能源電力發展規劃研究及2060 年展望》等，選取車輛百公里燃料消耗量、牽引車掛牽比、氫能運輸方式和電力結構等關鍵因素構建面向2035 年的預測情景.根據《節能與新能源汽車技術路線圖2.0》中商用車的總體技術路線可知，到2035 年重型商用車的燃油經濟性降至10 kg/(100 km)，牽引車掛牽比變化率提高15%，DHCV 的油耗降低25%，整備質量降低13%，FCHCV 的預測情景如表2 所示.

表2 FCHCV 的預測情景Table 2 Predictive scenarios for fuel cell heavy commercial vehicles

1.3.2 預測評價模型

本研究基于筆者所在團隊研究基礎[18-21]上，構建面向2035 年基于關鍵因子變化的車輛LCA 預測評價模型，量化預測對比FCHCV 與DHCV 的全生命周期材料資源消耗、化石能源消耗、碳排放和污染物排放結果，評估FCHCV 全生命周期環境效益和節能減排潛力.

材料資源消耗LCA 預測矩陣(FLCA)為

式中：δ為車輛部件質量輕量化因子；mij為汽車第i個組成部件中第j種車用材料的質量，kg；f1ij為生產單位汽車第i個組成部件中第j種車用材料消耗的材料資源量，kg/kg；t為材料資源的種類數；f2ij為制造單位汽車第i個組成部件中第j種車用材料消耗的材料資源量，kg/kg；Frec為報廢回收階段的材料資源消耗LCA 預測矩陣，其計算方法如式(2)所示.

式中：ξa為金屬a的回收率，%；f4a為回收單位金屬a過程中所消耗的材料資源量，kg/kg.

化石能源消耗LCA 預測矩陣(ELCA)為

式中：e1ij為生產單位汽車第i個組成部件中第j種車用材料消耗的化石能源量，MJ/kg；u為化石能源的種類數；e2ij為制造單位汽車第i個組成部件中第j種車用材料消耗的化石能源量，MJ/kg；λ為汽車在未來技術進步下燃料百公里消耗量降低的百分率；Q1為汽車的百公里氫耗量或百公里柴油消耗量，kg/(100 km)；L為全生命周期的行駛里程，km；η為汽車的氫氣加注效率或柴油的加注效率；e311為生產單位氫或柴油所消耗的化石能源量，MJ/kg；Erec為報廢回收階段的化石能源消耗LCA 預測矩陣，如式(4)所示.

式中，e4a為回收單位金屬a過程中所消耗的化石能源量，MJ/kg.

碳排放LCA 預測矩陣(GLCA)為

式中：g1ij為生產單位汽車第i個組成部件中第j種車用材料所產生的碳排放當量，kg/kg；g2ij為制造單位汽車第i個組成部件中第j種車用材料所產生的碳排放當量，kg/kg；g311為生產單位氫或柴油所產生的碳排放當量，kg/kg；s為污染物排放物的種類數；g321為燃燒單位氫或柴油所產生的碳排放當量，kg/kg；Grec為報廢回收階段的碳排放LCA 預測矩陣，其計算方法如式(6)所示.

式中，g4a為回收單位金屬a過程中所產生的碳排放當量，kg/kg.

污染物排放LCA 預測矩陣(PLCA)為

式中：p1ij為生產單位汽車第i個組成部件中第j種車用材料所排放的污染物當量，kg/kg；p2ij為制造單位汽車第i個組成部件中第j種車用材料所排放的污染物當量，kg/kg；p311為生產單位氫或柴油所排放的污染物當量，kg/kg；p321為燃燒單位氫或柴油所排放的污染物當量，kg/kg；Prec為報廢回收階段的污染物排放LCA 預測矩陣，其計算方法如式(8)所示.

式中，p4a為回收單位金屬a過程中所排放的污染物當量，kg/kg.

1.4 清單分析

1.4.1 原材料獲取階段

本研究將FCHCV 劃分為燃料電池堆棧[22-25]、儲氫罐[25]、鋰電池[26-28]、電機與電控單元[29-30]、電堆輔電系統(Balance of plant，BOP)[23]、車身[31-32]和底盤[18-19]七部分，將DHCV 劃分為發動機、變速器、車身和底盤[19,31-32]四部分.根據實地調研，FCHCV 電池堆棧、儲氫罐、鋰電池、電機與電控單元、電堆輔電系統、車身和底盤的質量占比分別為4.1%、7.6%、6.5%、1.0%、2.7%、30.1%和48.0%，根據商用車總體技術路線，2022 年和2035 年FCHCV 動力系統數據清單如表3 所示，車身和底盤數據清單如表4 所示.DHCV動機、變速器、車身和底盤的質量占比分別為10.3%、5.7%、30.7%和53.3%，具體數據清單如表4 所示.

表3 2022 年和2035 年FCHCV 動力系統數據清單Table 3 FCHCV powertrain data list in 2022 and 2035

表4 2022 年和2035 年FCHCV 車身底盤、DHCV 原材料獲取階段數據清單Table 4 FCHCV body chassis and DHCV raw material acquisition stage data list in 2022 and 2035

1.4.2 制造裝配階段

考慮制造裝配車輛所帶來的能源消耗，目前我國電力以煤電為主，經調研文獻和產業報告，假設我國電力來源中燃煤發電占71%，水力發電占15%，核能發電占3%，光伏發電占2%，，風力發電占4%以及其他發電方式占5%.參考文獻[19-20]，得到FCHCV 整車裝配階段的電能和熱能消耗分別為6.86 和2.03 MJ/kg，DHCV 整車制造裝配階段電能和熱能消耗分別為2.82 和0.84 MJ/kg.

1.4.3 運行使用階段

FCHCV 運行使用階段主要考慮氫氣消耗所帶來的環境影響，氫能路徑的不同和車輛的運行狀況都會影響車輛使用過程的氫能消耗.目前國內主流為站外供氫加氫站[34]，因此本研究只考慮站外供氫加氫站.根據《氫能產業發展中長期規劃(2021-2035 年)》可知，可再生能源制氫和傳統能源制氫匹配碳捕捉、利用和封存技術(carbon capture,utilization and storage,CCUS)是未來的發展方向，因此選取煤氣化、甲烷重整、混合電力電解水以及光伏電解水制氫作為制氫方式代表進行量化分析，混合電力結構參考我國當前電力結構，運輸方式考慮當前氫能主流運輸方式-高壓氣氫運輸.基于文獻調研和實地調查[35-37]，4 種氫能路徑下1 kg 氫氣的生命周期能耗、碳排放和污染物排放量如表5 所示.

表5 4 種氫能路徑下1 kg 氫氣的生命周期能耗、碳排放和污染物排放量Table 5 Life cycle energy consumption,carbon emissions,and pollutant emissions of 1 kg hydrogen under 4 hydrogen energy pathways

DHCV 運行使用階段主要考慮車輛消耗柴油的化石能源消耗和排放，根據當前《重型柴油車污染物排放限值及測量方法(中國第六階段)》的污染物排放限值以及參考文獻[21]得到的參考值，經過Gabi 軟件CML2001 方法的測算，得到柴油燃料生產和使用過程的排放量(見表6).

表6 車輛行駛單位公里所需的柴油燃料在生產和使用過程產生的碳排放量及污染物排放量Table 6 Carbon emissions and pollutant emissions during the production and use of diesel fuel kg

1.4.4 報廢回收階段

報廢回收階段主要考慮車輛報廢之后拆解、粉碎等工藝和主要金屬材料回收產生的環境效益.由于當前FCHCV 處于示范運營階段，國內尚未出現大規模報廢的FCHCV.因此，本研究FCHCV 的部件回收主要借鑒傳統燃油汽車的報廢流程[38]，其搭載的鋰電池的回收參考純電動汽車鋰電池的回收流程工藝[39-40]，搭載的電堆的回收借鑒國外電堆的回收工藝流程[22]，DHCV 報廢回收同樣借鑒傳統燃油汽車的報廢流程.傳統部件回收的能源消耗和回收效率如表7所示.

表7 傳統部件材料回收的能源消耗和回收效率Table 7 Energy consumption and recycling efficiency of traditional component material recycling

2 結果與討論

2.1 預測結果

基于DHCV 和FCHCV 的數據清單，利用車輛全生命周期預測評價模型和CML2001 評價方法，得到2022 年和2035 年DHCV 和FCHCV 的全生命周期評價結果如表8 所示.

表8 2022 年和2035 年DHCV 的全生命周期評價結果Table 8 DHCV life cycle assessment results for 2022 and 2035

由表8 可見，相比于2022 年，2035 年DHCV 全生命周期ADP(e)、ADP(f)、GWP、AP、EP、POCP 和HTP 分別降低了11.36%、24.17%、24.35%、24.26%、24.74%、24.15%和21.21%，主要原因是車輛輕量化技術的進步以及使用的電能進一步清潔化.2022 年和2035 年基于4 種氫能路徑的FCHCV 全生命周期評價結果如表9 所示，進一步分析評價得到原材料獲取階段各部件全生命周期評價結果(見表10).

表9 2022 年和2035 年基于4 種氫能路徑的FCHCV 全生命周期評價結果Table 9 FCHCV life cycle assessment results based on four hydrogen energy pathways in 2022 and 2035

2.2 結果分析

根據預測結果，重點分析了2022 年和2035 年DHCV、FCHCV 的全生命周期材料資源消耗量〔ADP(e)〕、化石能源消耗量〔ADP(f)〕、碳排放量和污染物排放量.

2.2.1 材料資源消耗量

2022 年和2035 年DHCV、FCHCV 的全生命周期材料資源消耗量〔ADP(e)〕如圖3 所示.由圖3 可見，2022 年FCHCV 的全生命周期材料資源消耗量是DHCV 的2.3 倍，主要原因是FCHCV 的原材料獲取階段的材料資源消耗量明顯高于DHCV.到2035年，DHCV 和FCHCV 的材料資源消耗量分別降低11.36%和8.74%.

圖3 2022 年和2035 年DHCV、FCHCV 的全生命周期材料資源消耗量〔ADP(e)〕Fig.3 Life cycle ADP(e) for DHCV and FCHCV in 2022 and 2035

為進一步研究DHCV 和FCHCV 原材料獲取階段各部件材料資源消耗量的差異，得到2022 年和2035 年DHCV、FCHCV 原材料獲取階段各部件的材料資源消耗量〔ADP(e)〕如圖4 所示.由圖4 可見，FCHCV 與DHCV 的材料資源消耗差異主要來源于動力系統的差異，FCHCV 的材料資源消耗量高于DHCV 的主要原因為FCHCV 車型原材料中用到了鋰電池，鋰電池的材料資源消耗量較高.

圖4 2022 年和2035 年DHCV、FCHCV 原材料獲取階段各部件的材料資源消耗量〔ADP(e)〕Fig.4 ADP(e) of various components during the raw material acquisition phase of DHCV and FCHCV in 2022 and 2035

2.2.2 化石能源消耗量

2022 年和2035 年DHCV、FCHCV 的全生命周期化石能源消耗量〔ADP(f)〕如圖5 所示.由表8、表9和圖5 可見，FCHCV 和DHCV 的化石能源消耗量在運行使用階段最大.在2022 年，基于煤氣化、甲烷重整和混合電力電解水制氫的FCHCV 的全生命周期化石能源消耗量高于DHCV，基于光伏電解水制氫的FCHCV 的全生命周期化石能源消耗量低于DHCV.與2022 年相比，2035 年DHCV 的全生命周期化石能源消耗量降低了24.17%，基于煤氣化、甲烷重整、混合電力電解水和光伏電解水制氫的FCHCV的全生命周期化石能源消耗量分別降低了34.48%、34.23%、65.81%和67.55%.到2035 年，基于煤氣化、甲烷重整和混合電力電解水制氫的FCHCV 的全生命周期化石能源消耗量比DHCV 分別高144.96%、193.77%、56.80%，基于光伏電解水制氫的FCHCV 的全生命周期化石能源消耗量比DHCV 低41.78%.在未來基于光伏電解水制氫的FCHCV 具有降低化石能源消耗量的潛力.

圖5 2022 年和2035 年DHCV、FCHCV 的全生命周期化石能源消耗量〔ADP(f)〕Fig.5 Life cycle ADP(f) of DHCV and FCHCV in 2022 and 2035

2.2.3 碳排放

由于CCUS 技術是未來重點發展方向，因此重點討論了煤氣化和甲烷重整制氫匹配CUSS 技術對FCHCV 未來的全生命周期碳排放量的影響，根據文獻[34]，假設煤氣化和甲烷重整制氫匹配CUSS 技術后的制氫碳排放因子分別為1.5 和1 kg/kg (每生產1 kg 的H2，將會產生1 kg CO2)，得到2022 年和2035年DHCV 和FCHCV 的全生命周期碳排放量，如圖6所示.

圖6 2022 年和2035 年DHCV、FCHCV 的全生命周期碳排放量(GWP)Fig.6 Life cycle GWP of DHCV and FCHCV in 2022 and 2035

由表8、表9 和圖6 可見，FCHCV 和DHCV 的全生命周期碳排放量在運行使用階段占比最大.在2022 年，基于煤氣化、甲烷重整和混合電力電解水制氫的FCHCV 的全生命周期碳排放量均高于DHCV，基于光伏電解水制氫的FCHCV 的全生命周期碳排放量低于DHCV.與2022 年相比，2035 年DHCV 的全生命周期碳排放量降低了24.27%，基于煤氣化制氫、煤氣化制氫匹配CCUS 技術、甲烷重整制氫、甲烷重整制氫匹配CUSS 技術、混合電力電解水制氫和光伏電解水制氫的FCHCV 的全生命周期碳排放量分別降低了35.09%、35.81%、92.58%、91.66%、70.15%和53.97%.到2035 年，基于煤氣化、甲烷重整和混合電力電解水制氫的FCHCV 的全生命周期碳排放量比DHCV 分別高92.07%、42.28%、10.47%，基于煤氣化制氫匹配CUSS 技術、甲烷重整制氫匹配CUSS 技術和光伏電解水制氫的FCHCV 的全生命周期碳排放量比DHCV 分別低78.05%、81.51%和79.09%.在未來基于光伏電解水制氫和化石能源制氫匹配CUSS 技術的FCHCV 具有巨大的降低碳排放潛力.

2.2.4 污染物排放

2022 年和2035 年FCHCV 與DHCV 的AP、EP、POCP 和HTP 等全生命周期評價結果如圖7 所示.由圖7 可見，FCHCV 和DHCV 的全生命周期中AP、EP、POCP 在運行使用階段占比均較大，FCHCV 和DHCV 的全生命周期中HTP 在原材料獲取階段占比最大.在2022 年，基于混合電力電解水制氫的FCHCV全生命周期中4 種污染物排放量均高于DHCV；基于煤氣化制氫的FCHCV 全生命周期中EP 值低于DHCV，其余3 種污染物排放量均高于DHCV；基于甲烷重整和光伏電解水制氫路徑的FCHCV 全生命周期中AP、EP 值均低于DHCV，POCP 和HTP 值均高于DHCV.2035 年，經過總體技術的發展提升，FCHCV 和DHCV 的污染物排放量均有所降低.在AP 方面，基于煤氣化和光伏電解水制氫的FCHCV全生命周期污染物排放量較DHCV 分別低33.05%和55.30%，這兩種制氫路徑下的FCHCV 在未來具有降低AP 的潛力；在EP 方面，基于煤氣化、甲烷重整和光伏電解水制氫的FCHCV 全生命周期污染物排放量比DHCV 分別低78.00%、64.85%和79.28%，在這3 種制氫路徑下的FCHCV 在未來具有降低EP 的潛力；在POCP 和HTP 方面，2035 年FCHCV 的全生命周期污染物排放量均高于DHCV.綜上，以可再生能源制氫為基礎的FCHCV 在未來具有較大的節能減排潛力和降低對環境產生負面影響的潛力.

圖7 2022 年和2035 年DHCV、FCHCV 全生命周期污染物排放結果Fig.7 Results of life cycle pollutant emissions from DHCV and FCHCV in 2022 and 2035

3 結論

a)在全生命周期材料資源消耗量方面，2022 年與2035 年FCHCV 的材料資源消耗量分別為2.86×10-1和2.61×10-1kg，DHCV 的材料資源消耗量分別為8.62×10-2、7.64×10-2kg.2022 年與2035 年FCHCV 的材料資源消耗量均比DHCV 高，且二者在未來降低全生命周期材料資源消耗量的潛力較低.

b)在全生命周期化石能源消耗量方面，2022 年基于煤氣化、甲烷重整和混合電力電解水制氫的FCHCV的化石能源消耗量高于DHCV，基于光伏電解水制氫的FCHCV 的化石能源消耗量低于DHCV；到2035年，僅基于光伏電解水制氫的FCHCV 的化石能源消耗量比DHCV 低41.78%，在未來基于光伏電解水制氫的FCHCV 具有降低化石能源消耗的潛力.

c)在全生命周期碳排放量方面，2022 年僅基于光伏電解水制氫的FCHCV 的全生命周期碳排放量低于DHCV；與2022 年相比，2035 年基于甲烷重整制氫和甲烷重整制氫匹配CUSS 技術的FCHCV 的全生命周期碳排放量分別降低了92.58%、91.66%.在未來基于光伏電解水制氫和化石能源制氫匹配CUSS技術的FCHCV 具有巨大的降低碳排放的潛力.

d)在全生命周期污染物排放量方面，在2022 年基于光伏電解水制氫的FCHCV 的全生命周期中AP和EP 均低于DHCV；到2035 年，基于光伏電解水制氫的FCHCV 的全生命周期AP 和EP 較DHCV 分別低55.30%和79.28%；在2022 和2035 年，基于4 種氫能路徑的FCHCV 的全生命周期POCP 和HTP 均高于DHCV.因此，以可再生能源制氫為基礎的FCHCV在未來具有降低對環境產生負面影響的潛力.