从环境和经济角度评估保加利亚水泥厂脱碳过程中的二氧化碳捕获与储存技术
《Carbon Capture Science & Technology》：Assessing CO2 Capture and Storage for the Decarbonization of a Bulgarian Cement Plant from an Environmental and Economic Perspective
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时间：2026年05月14日
来源：Carbon Capture Science & Technology 10.5
编辑推荐：
约瑟·路易斯·阿雷斯-桑兹 | 伊瓦伊洛·博日科夫 | 维罗尼卡·格奥尔基耶娃 | 古梅林多·费霍 | 玛丽亚·特蕾莎·莫雷拉
CRETUS，圣地亚哥-德孔波斯特拉大学工程学院化学工程系，15782，西班牙圣地亚哥-德孔波斯特拉
摘要
为了实现欧洲绿色协议到2050年净零排
约瑟·路易斯·阿雷斯-桑兹 | 伊瓦伊洛·博日科夫 | 维罗尼卡·格奥尔基耶娃 | 古梅林多·费霍 | 玛丽亚·特蕾莎·莫雷拉
CRETUS，圣地亚哥-德孔波斯特拉大学工程学院化学工程系，15782，西班牙圣地亚哥-德孔波斯特拉
摘要
为了实现欧洲绿色协议到2050年净零排放的目标，欧盟最近的政策正在加大对能源密集型行业的脱碳压力。在水泥行业中，随着碳边境调整机制下免费排放配额的逐步取消，到2034年必须完全覆盖碳成本，预计到2030年碳价格将上升至130-160欧元/吨二氧化碳。鉴于水泥生产占全球工业二氧化碳排放量的5-8%，碳捕获和地质储存（CCS）成为关键的减排途径。本研究通过综合过程建模、生命周期评估（LCA）和技术经济分析（TEA），评估了保加利亚一个实际水泥厂的完整CCS价值链。二氧化碳捕获基于冷冻氨工艺，包括液化、管道运输和地质注入，实现了87%的捕获效率（72.49吨二氧化碳/小时）。使用Aspen Plus模拟和工业数据，从工厂到永久存储建立了详细的生命周期清单。结果显示，CCS可以将每吨储存二氧化碳的工厂碳足迹从1149公斤二氧化碳当量减少到627公斤二氧化碳当量，其中包括未捕获的残留排放。捕获和液化对环境影响的贡献最大，而运输和注入的影响相对较小。通过捕获蒸汽相关排放和使用低碳热能，进一步将碳足迹减少到每吨储存393公斤和282公斤二氧化碳当量。该系统需要6580万欧元的资本支出（CAPEX）和78.9欧元/吨二氧化碳的运营支出（OPEX），使得传统的CCS在2030年后具有经济可行性，而低碳热能的整合或基于政策的信用机制可以在短期内实现成本效益。
1. 引言
气候变化缓解已成为欧盟的核心政策目标，欧洲气候法确立了到2050年实现净零温室气体排放的目标（欧洲议会和理事会，2021年）。实现这一目标需要在能源密集型行业，特别是水泥行业大幅减少排放，因为水泥行业约占全球二氧化碳排放量的5-8%。这些排放主要来自熟料生产过程中的石灰石煅烧以及提供高温工艺热能和电力的燃料燃烧（Nejad等人，2025年；Khaiyum等人，2023年）。由于欧盟排放交易系统（ETS）的严格标准和碳边境调整机制（CBAM）的逐步实施，预计水泥行业的免费二氧化碳排放配额将逐渐减少。根据法规（EU）2023/956（欧洲议会和理事会，2023a）和指令（EU）2023/959（欧洲议会和理事会，2023b），水泥生产商的免费ETS配额将在2026年至2034年间逐步取消，并在2034年完全淘汰。因此，从2034年起，所有水泥生产排放都将完全受到欧盟ETS框架下的碳成本影响。
历史上的欧盟碳市场数据显示，过去十年欧盟排放权（EUA）价格显著上升，从2010年代中期的不到10欧元/吨二氧化碳上升到近年来的超过80欧元/吨二氧化碳（欧洲能源交易所，2026年），反映了更严格的法规和更高的气候雄心。预计价格将进一步上涨，预计到2030年将达到130-160欧元/吨二氧化碳（Pahle等人，2022年）。为了缓解不断上升的碳成本，水泥生产商必须实施有效的减排措施。然而，通过提高能源效率和更换燃料所能实现的减排潜力有限，因为大约40%的水泥排放与燃料燃烧有关，而剩余部分来自石灰石煅烧。在这种限制下，碳捕获和储存（CCS）技术对于该行业的脱碳至关重要（An等人，2019年）。
二氧化碳捕获策略通常分为燃烧前、燃烧后和富氧燃烧技术。燃烧后捕获可以与现有水泥厂兼容，并可以在计划的年度停机期间进行集成（Hills等人，2016年），而燃烧前和富氧燃烧则需要对工艺进行重大修改，因此更适合新工厂。在燃烧前捕获中，化石燃料被转化为合成气体，然后在燃烧前进行二氧化碳分离。富氧燃烧使用高纯度氧气产生富含二氧化碳的烟气。由于这些复杂性，燃烧后捕获被认为是现有工厂最可行的改造选项（Voldsund等人，2019年；Naranjo等人，2011年）。
单乙醇胺（MEA）吸收是参考的燃烧后捕获技术，因其技术成熟度较高（TRL 9）。在此过程中，二氧化碳通过含30 wt% MEA的水溶液在吸收塔中从预冷烟气流中吸收，同时仔细控制NO?和SO?以防止溶剂降解。随后在解吸塔中再生富含二氧化碳的溶剂，大约需要3.8 MJ/kgCO?的热能作为蒸汽供应（Voldsund等人，2019年）。然而，类似的基于吸收的捕获工艺——冷冻氨工艺（CAP）也受到了越来越多的研究，因为它具有更低的成本、更低的毒性、更广泛的全球可用性和更高的耐NO?和SO?能力。此外，这种工艺具有强大的工业应用潜力（TRL 8），并且已经进入示范阶段，有成熟的工业供应商（Olabi等人，2022年；CEMCAP，2017年）。
先前的研究，如Pérez-Calvo等人（2017年），详细研究了冷冻氨工艺（CAP）在水泥行业的应用适应性和建模。这些工作验证了适用于Aspen Plus?的基于速率的吸收塔模型，并推导出适合CAP建模的Murfree效率。吸收塔通常在常压下运行，温度范围为2-13°C，通过冷却溶剂循环回路实现温度控制。与基于MEA的吸收类似，富含二氧化碳的溶剂随后在高于常压的解吸塔中再生，从而减少了下游运输的压缩需求并优化了整个过程的能源消耗（Pérez-Calvo等人，2020年；Voldsund等人，2019年；Darde等人，2009年）。
在CCS价值链中，二氧化碳运输是一个关键组成部分。对于陆上项目，有多种运输选项，包括公路、铁路和管道系统。虽然通过公路或铁路运输液化二氧化碳在技术上是可行的，但管道运输通常是大规模应用的最合适选择，因为它提供更高的安全性并确保CCS系统的可靠和成本效益运行（Lu等人，2020年）。
此外，先前的研究还研究了二氧化碳在深部咸水层的永久储存。例如，Xie等人（2016年）对二氧化碳注入深部咸水层的关键参数进行了详细评估，包括注入能力、最大注入速率和储存容量。Vilarrasa等人（2013年）分析了液态二氧化碳注入深部咸水层的能源效率和盖层机械稳定性，证明液态注入在能量上比超临界条件下的注入更高效，因为其流体密度更高。
为了评估CCS部署的环境效益，一些作者应用了生命周期评估（LCA）方法，遵循ISO 14040/44标准，量化二氧化碳捕获和储存过程的环境负担。Petrescu等人（2017年）分析了多种捕获技术，包括CAP，用于从燃煤电厂捕获二氧化碳，并将其环境性能与无捕获的参考案例进行了比较。Barbera等人（2022年）评估了结合管道运输和地质储存的传统MEA基捕获系统的环境概况，并将其与天然气发电的另一种热钾 carbonate工艺进行了比较，得出结论认为应谨慎评估配备CCS的燃煤电厂的可持续性，不应轻易批准。此外，Gupta等人（2023年）使用MEA技术评估了三家燃煤电厂的二氧化碳捕获和储存环境影响，包括压缩、管道运输和现场注入井，并对印度的一个案例进行了经济分析。
多项研究应用生命周期评估（LCA）来评估水泥行业的二氧化碳减排选项，尽管考虑的范围和系统边界差异很大。García-Gusano等人（2015年）进行了从摇篮到大门的LCA，研究了应用于西班牙水泥生产的燃烧后二氧化碳捕获过程，重点关注与捕获相关的能源惩罚，并将其环境概况与无捕获的参考案例进行了比较，但没有包括二氧化碳运输和地质储存。Volkart等人（2013年）扩展了LCA的范围，包括发电和水泥生产的捕获、压缩、运输和储存，重点关注不同于CAP的不同捕获技术。最近的分析包括Galusnyak等人（2022年）的工作，他们将过程建模与从摇篮到大门的LCA相结合，比较了三种燃烧后捕获技术（MDEA反应气体-液体吸收、钙循环和膜分离）对传统水泥厂的影响，报告了考虑到下游二氧化碳运输或储存的全球变暖潜力的显著减少。此外，An等人（2019年）使用LCA评估了有无CCS的水泥生产，明确包括捕获（MEA）、管道运输和地质储存，并量化了温室气体减排以及其他影响类别的权衡。
从文献角度来看，基于MEA的二氧化碳吸收已通过生命周期和技术经济分析在水泥生产和发电系统中得到了广泛研究。然而，针对替代吸收基捕获技术（如CAP）的研究仍然有限，特别是在通过综合多标准框架评估整个CCS价值链时。据作者所知，没有先前的工作结合了CAP基CCS的LCA和TEA，同时明确考虑了不断变化的欧盟气候政策的影响，包括影响水泥行业的EUAs逐步减少。
基于这一背景，本文提出了一个涵盖保加利亚实际水泥厂完整碳捕获和储存价值链的工业规模案例研究。该研究评估了CCS部署的关键环境和经济方面，为欧洲工业脱碳的战略决策提供了信息，同时考虑了工业利益相关者和政策制定者。具体来说，它评估了燃烧后吸收基二氧化碳捕获过程的工业应用、其经济可行性、环境性能的改善以及在预测的未来水泥行业排放成本下的实际商业案例潜力，并考察了另一种用于工艺热能生成的低碳选项。该研究旨在解决以下研究问题：在一个综合CCS价值链是否可以在未来欧盟碳定价和法规下为现有水泥厂提供显著的环境效益的同时保持经济可行性。
2. 方法
通过结合过程设计、生命周期评估和经济分析的多标准分析，评估了部署CCS技术的短期可行性。过程设计使用Aspen Plus? v14进行。LCA使用SimaPro? v10.2开发，采用Ecoinvent v3.11数据库，并遵循ISO 14040/14044标准（ISO，2006a，2006b）。经济评估基于从Aspen Process Economic Analyzer（APEA）获得的设备成本估算，并辅以来自各种文献来源的成本数据。有关建模和应用方法的具体细节将在以下部分中介绍。
2.1. 不同阶段的工艺建模和数据收集
对CCS价值链的四个部分进行了过程模拟，以获取生命周期清单数据所需的质量和能量平衡，以及技术经济评估所需的公用设施要求和设备尺寸。以下小节描述了基于冷冻氨工艺（S-100）的碳捕获、液态运输的二氧化碳液化（S-200）、二氧化碳调节和管道运输（S-300）以及地质储存现场的注入（S-400）的建模方法和主要假设。图1展示了所建模部分和相关设备的概览。
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图1. 模拟的碳捕获和储存价值链的过程流程图。包括二氧化碳捕获（S-100）、液化（S-200）、运输（S-300）和永久地质储存（S-400）。
2.1.1. 燃烧后碳捕获（S-100）
捕获过程是为一个产能为109吨熟料/小时的熟料生产厂的烟气排放设计的。根据主要工厂数据，这一产能对应于110°C下的烟气质量流量为508吨/小时，其质量组成为：14.7 wt.% H?O、16.4 wt.% CO?、11.0 wt.% O?和57.8 wt.% N?。其他成分如NO?（0.03 wt.%）、SO?（0.01 wt.%）和CO（0.02 wt.%）仅以痕量存在，而VOCs、NH?、灰尘、Hg、HCl、HF、重金属和苯的浓度在10-4至10-7 wt.%之间。根据Pérez-Calvo等人（2018）采用的建模方法，这些微量物质由于其极低的浓度被排除在捕获过程的质量和能量平衡之外，假设它们与液体吸收剂之间表现为惰性反应。此外，还应考虑到他们对直接接触冷却器（DCC）的试验表明，通过气液接触可以部分降低SO?浓度（从而避免了碱性溶液部分中和带来的问题）。另一方面，在水泥窑的操作条件下，主要以NO形式存在的NO?在水中溶解度非常低，并且不与氨水溶液发生反应。基于这种方法，使用Pérez-Calvo等人（2017, 2018, 2020）提出的经验证的基于速率的吸收塔模型对CO?捕获过程进行了模拟。平衡基模拟结合了更新的Murphree效率值，以便在Aspen Plus?中准确表示质量传递效应。ELECNRTL热力学模型被用来考虑氨水系统（CO?-NH?-H?O）的强非理想行为和离子平衡，包括NH?COO-、NH?+、CO?2-、HCO??和OH?等关键离子物种的形成。这一热力学框架已被证明在蒸汽-液体平衡和物种预测方面与实验数据有很好的一致性（Mathias等人，2010；Jeong等人，2022）。在模拟的CAP中，水泥厂的烟气首先在直接接触冷却器（DCC-101）中冷却至31°C。该温度接近吸收器的最高操作温度，选择这个温度是为了保持吸收器的运行温度同时防止溶剂中水分过多积累。冷却后的烟气随后被送入两个并联运行的相同吸收器（T-101/102），在常压下处理高气体流量，其中CO?逆流传递给溶剂。进料液体与气体的质量流比为3.94，贫溶剂中的氨浓度为5.24 mol NH?·kg?1 H?O，CO?负荷为0.48 mol CO?·mol?1 NH?。一部分富含CO?的冷溶剂（泵送分流比为0.03）在冷却器（CL-101）中冷却至28°C，然后在制冷机（CH-101）中进一步冷却至12°C，并返回到吸收器的顶部，以最小化处理气体中的氨泄漏。随后，在7巴的压力下，溶剂在解吸器（T-103）中进行热再生和高纯度CO?的回收。一部分富含CO?的冷流（分流比为0.035）直接送入解吸器顶部，从而减少溶剂再生的能量需求，而剩余部分在换热器串（HX-101）中预热，从离开解吸器的贫溶剂中回收热量，进一步降低整个过程的能源需求（Voldsund等人，2019；Pérez-Calvo等人，2020）。
2.1.2. 运输前的处理（S-200）
对于液化和所有后续阶段，使用Peng-Robinson状态方程在Aspen Plus?中评估热力学性质，该方程非常适合模拟高压气体压缩和CO?系统（Jeswani等人，2025）。CO?的液化是通过改编CEMCAP（2017）报告的通常应用于基于MEA的捕获过程的标准液化循环来建模的。在本研究中，捕获的CO?流以较高的压力（7巴）离开吸收过程。CO?压力被提高到18.5巴，以达到大约-22°C的冷凝温度，从而最小化低温冷却需求，并能够使用常规制冷剂（R290）。在压缩之前，富含CO?的流用冷却水冷却（CL-201）至28°C，然后用R290在-25°C下冷却（CH-201）至4°C，以最大限度地去除水分分离鼓中的残留水。之后，流被压缩（C-201）至目标压力（等熵和机械效率分别为0.85和0.95），导致温度升高。随后再次进行冷却和制冷步骤，最后在干燥单元（D-201）中进行最终脱水，以去除剩余的水分痕迹，然后进行高纯度CO?的冷凝（CD-201）。
2.1.3. 管道运输（S-300）
液化后，CO?通过总长度为43.8公里的管道（PL-301）运输到地质储存地点，该管道设计用于避开主要地理障碍。根据管道长度和运输能力，根据全球碳捕获与封存研究所（IEA，2014）的分类，所提出的管道属于“低”容量范围。在这种条件下，液相CO?运输是一个合适的选择。需要温度控制以防止由于与周围环境的热交换而发生相变。此类管道通常埋设在大约1.2米的深度，从而导致整体传热系数在0.84 - 1.9 W·m?2·°C?1的范围内（Lu等人，2020）。基于此，本次模拟假设平均传热系数为1.5 W·m?2·°C?1，土壤温度为15°C。因此，运输部分包括使用R290制冷剂的预冷却器（SC-301）在-40°C下运行，以及离心泵（P-301）以进一步降低温度并增加压力，确保CO?在整个管道运输过程中保持液态。
2.1.4. 注射（S-400）
本研究中使用的地质储存参数来自Eastern Lights项目为保加利亚Drashan地区的一个咸水层进行的初步现场筛选信息。由于详细地质数据集的机密性，此处仅报告汇总的建模参数。因此，该储存地点被视为评估碳捕获与封存（CCS）价值链的初步候选地点，而不是一个完全表征的注射地点。基于此项目级别的筛选，模型中使用了以下汇总参数：估计的储存容量为20百万吨CO?，注射深度为1000米，以及储存压力为140巴。在生命周期评估（LCA）系统边界内考虑了无泄漏的永久储存。然而，特定部位的泄漏建模超出了本研究的范围，应在未来的详细地质表征中解决。
管道运输后，液化的CO?到达储存地点，并在那里进行永久储存。根据Shafeen等人（2004）的研究，液态CO?必须加压到足以在井底产生过压，以便注入储层，而不超过可能损坏储层的限制。选择了相对于储层压力高10%的过压。为此，井口泵（P-401）在注入前提高CO?的压力。泵的排放与井中CO?柱的静水压力相结合，以达到目标井底过压。
此外，CO?注射不是绝热过程，根据Vilarrasa等人（2013）的研究，考虑了注射井与周围地层之间的热交换。在Aspen Plus?中建模热行为时，假设地面参考温度为5°C，地热温度梯度为0.33°C·m?1，整体传热系数（U∞ = 10 W·m?2·K?1）也来自同一来源。当前模拟明确地模拟了这一注射系统，包括井口泵的尺寸设计及其相关电力消耗的计算。
2.2. 生命周期评估
2.2.1. 目标和范围
本研究的主要目标是评估一种具有近期部署潜力的传统CCS技术对位于保加利亚的实际水泥厂的环境效益。分析旨在通过识别与捕获实施相关的过程热点和额外的CO?排放源来支持欧洲背景下的技术可行性评估。环境评估进一步指导缓解措施的定义和与CCS部署相关的经济情景的评估。为此，采用了从摇篮到坟墓的系统边界，涵盖了排放源处的CO?捕获、压缩、运输和永久地质储存，包括与能源生产和原材料供应相关的上游影响（图2）。为了评估CCS价值链的环境影响并与基准案例（即水泥厂的直接CO?排放）进行比较，定义了一个基于质量的函数单位，即永久储存在咸水层中的1吨CO?，这与其他报告一致（Emborg等人，2025；Gentile等人，2023）。这个函数单位适合评估CCS的性能，因为它直接将环境负担与有效储存的CO?量联系起来。然而，它可能会限制与传统水泥生命周期评估（LCA）研究的直接比较性，后者通常使用基于生产的函数单位。因此，结果还以每吨熟料表示，以便与现有文献进行比较（García-Gusano等人，2015；An等人，2019；Galusnyak等人，2022）。
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图2. 考虑的水泥厂碳捕获和储存案例价值链的系统边界。
2.2.2. 环境影响评估
环境影响使用欧洲委员会（European Commission，2021）在产品环境足迹（PEF）框架中推荐的Environmental Footprint V3.1影响评估方法进行计算。该方法包括了所有16个影响类别：气候变化（CC）；生态毒性，淡水（ETF）；颗粒物（PM）；酸化（AC）；海洋富营养化（EM）；淡水富营养化（EF）；陆地富营养化（ET）；人类毒性，癌症（HTC）；人类毒性，非癌症（HTNC）；电离辐射（IR）；土地利用（LU）；臭氧消耗（OD）；光化学臭氧形成（POF）；化石资源使用（RUF）；矿物和金属资源使用（RUM）；水资源使用（WU）。
使用SimaPro中的蒙特卡洛模拟进行了不确定性分析，考虑了Ecoinvent背景数据库中的参数不确定性以及EF 3.1影响类别之间的已知稳健性差异，特别是对于与毒性和生态毒性相关的指标。每种情景进行了2000次迭代，结果以平均值以及95%置信区间（第2.5百分位到第97.5百分位）的形式报告。该分析允许评估环境结果的稳健性，并评估不确定性是否影响环境热点的识别以及情景之间的相对差异。
背景过程使用Ecoinvent数据库进行建模，电力消耗用保加利亚的中压混合电表示。这种电力的碳强度为每千瓦时536克CO?当量，高于欧洲平均水平（每千瓦时374克CO?当量）。因此，通过用瑞典的低碳替代电力替代保加利亚的电力供应进行了敏感性分析，重点关注其对电力密集型液化阶段的影响，并考虑了电力系统的潜在未来变化。
2.3. 经济分析
进行了技术经济评估，以量化与水泥厂CCS价值链相关的成本，包括总资本支出（CAPEX）和每个工艺阶段的安装设备投资成本的详细分解。运营支出（OPEX）基于工艺建模和参考文献中获得的质量和能量平衡进行估算，包括电力消耗、加热蒸汽、冷却水、冷冻水、低温制冷剂、原材料、监测费用和其他运营成本。由于在这种情况下捕获的CO?不作为产品商业化，经济分析侧重于根据2025-2034年期间预计的直接CO?排放成本与CO?捕获成本之间的净节省来评估项目的可行性。未来的排放成本和排放配额限制基于文献数据进行了估算，详细信息见以下部分。
2.3.1. 资本支出计算
大部分设备成本来自APEA。然而，与管道安装和注射井相关的资本投资成本是通过结合主要数据和文献中的数值来估算的。据此，管道投资成本根据Skaugen等人（2016）提出的方法进行估算，考虑了从保加利亚水泥厂到Drashan地区地质储存地点的总管道长度为43.8公里，包括地表障碍。根据这种方法论，总管道成本是材料成本、安装人工成本、土地使用权获取成本以及其他杂项费用的总和。材料成本是基于6英寸的Schedule 40S不锈钢管（ASME B36.19M）估算的，其材料密度为7,900 kg·m-3，单位成本为1.57 �·kg-1。安装人工成本假设为22.1 �·in-1·m-1，而土地使用权成本假设为87.4 �·m-1。杂项费用，包括额外开支和利润，根据参考作者提出的方法论，估算为总投资成本的25%。注水井成本考虑了低渗透率盐水含水层的储藏容量限制。根据Xie等人（2016年）的研究，这样的地层通常允许每口井每年注入约0.53-0.69 Mt CO2的量，这是基于注入能力的限制。为了确保有足够的注入能力来容纳从水泥厂捕获的全部CO2，并考虑到运营冗余，假设建造了两口注水井。根据Rodriguez等人（2023年）报告的平均陆上注水井数据，包括数据采集、许可、钻井和完井成本，每口井的投资成本估算约为3.2 M�。除了井的建设外，还考虑了现场特征化活动，包括在项目开始和结束时的2-D地震采集用于结构描绘和3-D地震调查。相关成本是使用基于文献的单位值估算的。根据Sinnott和Towler（2014年）提出的分类，得到的成本评估对应于可行性估计，也称为IV类估计，其准确性通常约为±30%。这种不确定性水平与使用过程模拟结果结合基于文献的成本数据是一致的。因此，资本支出（CAPEX）值和得出的回收期应被解释为早期比较的指示性结果，而不是详细投资决策的精确值。
2.3.2. 运营开支的计算
运营成本是确保碳捕获与封存（CCS）部署可行性的关键因素，因为它们应在未来几年内保持在预计的碳排放成本以下。在本研究中，与CCS价值链不同阶段相关的公用事业和工艺材料成本来自各种文献来源。此外，注水相关的运营成本是根据Rodriguez等人（2023年）报告的数据估算的，并补充了美国能源部国家能源技术实验室（2021年）的数据，所有这些数据都以�/tCO2,stored表示。表1总结了所有运营成本。
表1. 用于运营开支估算的公用事业、工艺材料和运营成本。
| 项目 | 成本 | 来源 |
|-------------|--------------|--------------------|
| 电力 | 0.143 �/kWh | Eurostat, 2025 |
| 冷却水 | 0.080 �/t | 基于Sinnott, (2014)计算 |
| 冷冻水 | 8.909 �/GJ | Luyben, (2017) |
| R290 (-25 °C) | 15.909 �/GJ | |
| R290 (-40°C) | 20.878 �/GJ | |
| 中压蒸汽 | 15.110 �/t | Pérez-Uresti et al., (2019) |
| 氨25% | 115.169 �/t | ChemAnalyst, (2025) |
| 项目区域监测 | 0.353 �/tCO2,stored | 美国能源部国家能源技术实验室 (2021) |
| 孔隙空间租赁 | 0.258 �/tCO2,stored | |
| 土地所有者费用 | 2.580 �/tCO2,stored | Rodriguez et al., (2023) |
| 社区福利费用 | 0.086 �/tCO2,stored | |
| 关闭保险 | 0.086 �/tCO2,stored | |
此外，人工成本是根据十个工作班次的位置估算的。遵循Sinnott（2014年）的方法，应用了一个人员配置因子来考虑轮班、假期和缺勤情况，结果是48名全职操作员。每位操作员的年工资为35,000 �。另外增加了25%来涵盖与运营工人相关的监督成本，还增加了40%来覆盖工资开销，如税收、社会保障贡献和员工福利。维护成本估算为资本支出的5%。
2.3.3. 净碳成本节约评估
基于上述监管背景，使用与欧盟排放交易体系（EU ETS）和CBAM淘汰计划相一致的基于基准的方法量化了免费CO?排放权（EUA）的演变。对于分析的每一年，有效基准是通过结合熔块基准和CBAM过渡期内定义的年度免费分配因子计算得出的。这种方法能够逐年估计由免费分配覆盖的排放量，以及与此相比，受EU ETS碳定价影响的排放份额。对于分析的每一年，有效免费分配基准计算为（i）适用的熔块基准（以tCO2-eq/吨产品表示）与（ii）该年度CBAM过渡计划下定义的相应免费分配因子的乘积，如公式1所示。基准的演变是基于欧盟排放交易体系第4阶段（2021–2025年）的参考值693 kgCO2-eq/tclinker得出的。根据欧盟排放交易体系的基准框架，假设第5和第6阶段的减排幅度相对于前一阶段减少了5%，分别为658 kgCO2-eq/tclinker和625 kgCO2-eq/tclinker。同时，免费分配因子从2026年到2034年每年根据法律规定的淘汰轨迹逐步减少。
（1）有效基准 = EUETS基准年份?X·CBAM减少因子年份?x
这种方法允许确定每年的有效基准，定义为过渡期内每年由免费配额覆盖的最大排放量。超出此有效基准的排放量假设需要通过购买EUA来支付碳价格。年度碳价格取自Pahle等人（2022年）报告的2026–2030年期间的估计值。鉴于2030年之后碳价格预测的高不确定性，假设2031-2034年的碳价格为150 �/ tCO2-eq，作为一个保守和稳定的后期情景。这样避免了通过直接外推之前的增长趋势来高估未来的排放成本，否则可能会过分偏向CCS情景。然而，这个假设也代表了分析的一个局限性，因为它不能完全捕捉未来碳价格的潜在波动性或市场动态。为了进一步评估这个假设的稳健性，使用了一个较低的情况下限127 �/ tCO2-eq（对应于预测的2030年碳价格）和一个较高的上限情况195 �/ tCO2-eq（相对于基础假设增加了30%）进行了敏感性分析。此外，还进行了盈亏平衡碳价格分析。
根据所提出的方法得出的年度基准和相关碳成本总结在表2中。该框架为评估碳成本暴露的时间演变以及评估碳捕获与封存等缓解措施的经济影响提供了统一的基础。
表2. 根据所提出方法得出的年度熔块基准和碳成本假设。
| 年份 | CBAM减少因子 | 有效基准（kgCO2-eq/tclinker） | 排放成本（�/tCO2-eq） |
|------------|--------------|-----------------|-----------------|
| 2025 | 0.0% | 693 | 788 |
| 2026 | 2.5% | 642 | 788 |
| 2027 | 5.0% | 625 | 793 |
| 2028 | 10.0% | 688 | 800 |
| 2029 | 22.5% | 668 | 800 |
| 2030 | 48.5% | 610 | 800 |
| 2031 | 73.5% | 735 | 800 |
| 2032 | 86.0% | 800 | 800 |
| 2033 | 100.0% | 868 | 800 |
根据所提出的方法估算的排放成本，以及与CO?价值链相关的运营成本和初始资本投资，评估了不同案例的经济可行性。首先，通过将（i）CO?捕获价值链的运营成本（OPEX，�/tCO2-stored）乘以每年存储的CO?量（AACS，tCO2-stored /y），（ii）使用典型的工业折现率7%计算20年项目寿命的资本化成本（CAPEXAnn，�/y），以及（iii）欧盟排放交易体系碳价格（EU ETSPrice，�/tCO2-eq）与每年实际直接排放量（DE，t/y）和免费EUA（t/y）之间的差额来计算每年的排放成本（AEC，�/y），得出了每种情景的 annual emission costs（AEC，�/y）。免费EUA是直接通过将年度的有效基准乘以熔块产量来计算的。其次，通过计算基准案例（AECBC）与每个捕获情景（AECCS-X）之间的年度排放成本差异，并将此值添加到累积余额中来确定累计净节省（CNS，�），如方程3所述，其中索引j表示分析的年份，X表示考虑的案例研究。然后，将得到的累计节省与初始资本支出（CAPEX）进行比较，以确定从哪个年份开始，相对于直接向大气排放CO?的情况，投资在经济上变得有利。
3. 结果和讨论
3.1. 从过程建模中获得的库存数据
在提出的操作条件下，与水泥设施集成的捕获工厂的模拟CAP实现了87%的总CO?排放捕获效率，相当于72.49 tCO2/h。CO?解吸和溶剂再生的热能需求估计为4.85 MJ/kgCO2，高于通常报告的参考MEA技术的值。这个值位于之前CAP建模研究中报告的范围内，这些研究的范围从2.1-2.2 MJ/kgCO2（Voldsund等人，2019年）到更高的值4.2 MJ/kgCO2（Li等人，2016年）和4.0-8.5 MJ/kgCO2（Liu等人，2017年）。此外，试点规模的演示报告了相当或更高的能源需求，包括Munmorah试点工厂的4.0-8.0 MJ/kgCO2（Yu等人，2017年）和CSIRO PCC试点试验中的最小再沸器负荷4.0-4.2 MJ/kgCO2（Li等人，2017年）。因此，本研究中获得的能源消耗可以被认为是现实且保守的，支持其在LCA框架下进行后续环境影响评估以及分析的CCS价值链的技术经济评估的适用性。
从Aspen Plus?过程建模中获得的质量和能量流在表3中报告，并作为每个价值链阶段的输入-输出流在LCA模型中实现。如所示，最大的材料消耗、热能需求和相关排放来自化学吸收捕获阶段，其次是CO?液化阶段的相当大的电力和冷却水需求。从过程模拟中得出的设备尺寸在以下第3.3节中报告，其中评估了相应的资本投资。
表3. 碳捕获与封存价值链的生命周期清单 – 每存储1吨CO2的输入/输出
| 项目 | 单位（每tCO2,stored） |
|------------------|---------------------|
| 使用冷冻氨的捕获过程 | |
| 排气 | 7.01 |
| 水（DCC-101） | 16.52 |
| 溶剂 | 3.02 |
| CW, CL-10 | 10.96 |
| CHW, CH-10 | 14.77 |
| 电力（P-10） | 16.94 |
| CW, T-10 | 39.44 |
| HP蒸汽 | 13.5 |
| CW, CL-10 | 14.30 |
| CHW, CH-10 | 14.61 |
| CO?捕获 | 1.00 |
| 水 | 0.09 |
| 溶剂 | 3.02 |
| CO? | 0.15 |
| O2 | 4.06 |
| N2 | 0.77 |
| 液体排放物 | 17.45 |
| 回收CW | 21.0 |
| 液化 | 1.00 |
| CO?捕获 | 1.00 |
| CW, CL-20 | 10.48 |
| CHW, CH-20 | 17.02 |
| 电力（C-20） | 18.58 |
| CW, CL-20 | 22.60 |
| R290, CD-20 | 18.88 |
| 液化CO? | 1.00 |
| CW回收 | 3.08 |
| 运输 | 1.00 |
| CO?液化 | 1.00 |
| 运输 | 1.00 |
| 注入 | 1.00 |
| 电力（P-40） | 11.68 |
3.2. 环境分析的结果
图3（顶部）展示了完整的CCS价值链的环境概况，包括其四个主要阶段，以及由于吸收器效率限制而未捕获的水泥厂CO?排放分数的影响。主要的热点无疑是化学吸收捕获阶段，它占了大多数影响类别总影响的一半以上。它在与毒性、资源使用、酸化和颗粒物形成相关的类别中贡献尤为突出，同时也占据了气候变化影响的主要份额。
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图3. （顶部）永久性CO?捕获过程阶段对水泥厂直接排放生命周期环境负担的贡献；（底部）使用冷冻氨工艺的CO?吸收的生命周期环境负担分布。
缩写：气候变化（CC）；生态毒性（ETF）；颗粒物（PM）；酸化（AC）；富营养化，海洋（EM）；富营养化，淡水（EF）；富营养化，陆地（ET）；人类毒性，癌症（HTC）；人类毒性，非癌症（HTNC）；电离辐射（IR）；土地使用（LU）；臭氧消耗（OD）；光化学臭氧形成（POF）；资源使用，化石（RUF）；资源使用，矿物和金属（RUM）；水资源使用（WU）。
为了更好地理解这些影响的来源，图3（底部）提供了捕获过程的更详细分解。主要的贡献者是解吸塔（T-103）的热能需求，该需求由天然气燃烧产生的蒸汽提供，占CC影响的88.8%，同时也驱动了人类毒性（HTC）、资源使用（RUF, RUM）以及其他影响类别如POF、EM和OD的高贡献。这种效应通常被称为“能量惩罚”，与之前针对燃烧后捕获技术的研究结果一致（García-Gusano等人，2015年；Volkart等人，2013年）。受捕获阶段影响最大的其他影响类别（ETF、PM、AC和ET）主要是由吸收器出口处的NH3泄漏直接排放造成的。尽管从Aspen Plus物料平衡来看，NH3的损失在库存中量很小（0.003 kg NH?/kgCO?,stored），但它们对这些影响类别有重要贡献。先前的研究表明，通过实施基于吸收-解吸系统的溶剂回收装置，NH3的滑移量可以进一步降低到大约0.002 kg NH?/kgCO?，从而相应减少相关的环境影响（Voldsund等人，2019年）。另一方面，电力、冷却水和水资源消耗也会影响捕获阶段的整体环境状况，但它们的影响相对于热能消耗和直接排放要小。这些结果表明，通过过程集成和优化可以进一步减少电力和冷却需求，尽管预计蒸汽生成和溶剂管理的改进将对整体环境性能产生更大的影响。图3（顶部）所示的整体环境状况中，下一个最具影响力的阶段是CO2液化。尽管这一阶段对碳捕获和封存（CC）类别的贡献率为11.0%，但其相对影响在与其他与用水和退化（ETF、EF、WU）、人类健康（HTNC、IR）以及土地使用相关的类别中更为显著。这突显了其在CCS价值链中作为优化目标的重要性，以减轻环境权衡。相比之下，管道运输和液相注入在所有阶段中的环境影响最小。这主要是由于在液体运输和注入过程中CO2的密度较高，因此电力需求较低，同时水泥厂与地质储存地点之间的距离较短，减少了压缩和温度调节的需求。这些结果强调了场地选择和运输距离作为设计高效CCS系统的关键因素的重要性。
表4总结了每个分析案例的环境影响。所提出的CCS系统（CS1）每储存1吨CO?的碳足迹为627 kgCO?-eq。其中，356 kgCO?-eq与用于蒸汽生成的天然气燃烧的直接排放有关，149 kgCO?-eq是由于吸收过程的热力学限制导致的未捕获CO?，其余部分主要归因于与电力和冷却能源供应相关的背景过程。因此，减少所提出CCS系统的碳足迹需要优先考虑减少蒸汽生成的直接排放。
为了实现这一目标，评估了两种缓解方案。在CS2中，除了捕获来自水泥厂的排放外，还捕获了用于高压蒸汽生成的天然气燃烧产生的CO?排放，这是基于先前的结果得出的捕获效率。这代表了一个简化的假设，因为烟气成分和操作条件的不同可能会影响捕获性能；因此，CS2应被视为一个筛选级别的方案，而不是一个优化配置。尽管最初由于更高的蒸汽需求，捕获这部分额外产生的CO?会增加与捕获相关的排放，但这些排放往往稳定在一个最低值，因为大部分（87%）的额外CO?同时被捕获，进一步的减少最终受到过程热力学的限制。在CS3中，使用通过木质生物质燃烧产生的低碳足迹蒸汽作为一种替代的缓解方案进行了评估。
这些方案与基准案例（BC）进行了比较，在基准案例中，评估了水泥厂烟气直接排放到大气中的环境影响。对于BC来说，由于没有捕获或储存CO?，结果以每储存1吨CO?的当量表示，以便与CCS方案进行比较。基于87%的捕获效率，BC的碳足迹标准化为1149 kg CO?-eq。图4（左侧）展示了所分析案例的环境性能的全面比较。所有CCS方案在气候变化（CC）类别中都显示出显著的减少，分别为CS1的45.4%、CS2的65.8%和CS3的75.5%。然而，也观察到了显著的环境权衡，大多数其他类别的影响都有所增加，POF和EM除外。这些权衡在CS2中尤为明显，反映了更高的捕获能力。
为了对环境权衡进行更定量的评估，将特征化结果与BC进行了比较。淡水生态毒性（ETF）的增加最为显著，在CCS方案中从10.3 CTUe增加到296-430 CTUe，增加了29-42倍；非癌人类毒性（HTNC）从4.1 · 10-9 CTUh增加到4.4 · 10-7-1.5 · 10-6 CTUh，增加了106–368倍。此外，颗粒物（PM）、酸化（AC）和富营养化（ET）也分别增加了2.8-4.0倍、1.4-2.1倍和1.4-2.0倍。此外，EF、IR、LU、OD、RUF、RUM和WU中也出现了新的负担，主要与捕获系统所需的额外能源需求、公用事业和背景过程有关。为了进一步将这些结果置于上下文中，EF的3.1标准化影响被包含在补充材料（Fig. S.1）中。这种标准化视角表明，CC仍然非常重要，特别是在BC中，而在CCS方案中最具影响力的非气候类别是RUF，其次是ET、AC、EF、PM、POF和EM和WU。尽管ETF和HTNC在特征化结果中显示出最大的相对增加，但它们的标准化贡献较低。因此，虽然不应忽视毒性和生态毒性相关指标，但标准化结果表明，最相关的权衡与能源和公用事业相关的影响有关，这强调了将CCS部署与低碳能源供应和过程优化相结合的必要性。
虽然量化碳足迹的净减少量（包括压缩、泵送和冷却系统等背景过程的排放）是必不可少的，并且在本研究中已经进行了讨论，但针对能源密集型行业（如水泥生产）的环境政策框架特别强调直接排放。因此，图4（右侧）详细研究了这一方面，因为在实践中，水泥厂在实施CCS后将对其现场排放负责，而与背景过程相关的排放将由相应的能源和公用事业供应商负责。基于此，与BC直接排放到大气中的659,810 tCO?-eq相比，所有CCS方案的直接碳过程排放减少了更多的百分比，分别为CS1的56.0%、CS2的78.5%和CS3的86.1%。这进一步突显了水泥厂在减少碳足迹方面的环境性能改进，并表明有潜力长期降低与排放相关的成本，这将在下一节中详细讨论。当按吨熟料计算时（表S.1），本研究获得的气候变化结果与先前报告的水泥生产CCS值一致。例如，García-Gusano等人（2015年）报告了一种燃烧后MEA捕获配置的碳足迹为每吨水泥534 kg CO?-eq，相对于基准情景减少了15%。尽管这个数值高于本研究中CS1的418 kg CO?-eq/吨熟料，但由于功能单位和系统边界的差异，应谨慎进行直接比较，因为García-Gusano等人（2015年）考虑了整个水泥生产系统，而本评估关注的是CCS价值链和水泥厂的直接排放。此外，作者确定了用于提供燃烧后捕获所需能源的燃煤热电联产（CHP）是几个影响类别的主要贡献者，强调了能源惩罚和热源选择的相关性。这与本研究的发现一致，其中蒸汽生成是CS1中碳足迹的关键驱动因素。然而，使用天然气进行蒸汽生成，特别是在CS3中评估的低碳蒸汽，与基准案例相比，实现了更大的碳足迹减少。关于非气候影响，García-Gusano等人（2015年）还报告了引入燃烧后捕获后的相关环境权衡，包括人类毒性、酸化、富营养化和生态毒性的增加。尽管这些类别的直接比较受到系统边界、生命周期影响评估方法和建模假设的差异限制，但这些趋势与本研究的结果一致，即尽管气候变化影响减少，但几个非气候影响类别仍有所增加。这种一致性支持了所识别权衡的稳健性，并强调了从多影响角度评估CCS部署的必要性。
类似地，An等人（2019年）评估了一个采用MEA基燃烧后捕获的水泥生产系统，包括CO2的运输和储存，其中蒸汽和电力由现场燃煤CHP提供。当捕获扩展到熟料生产和能源生成的排放时，气候变化影响从770–817 kg CO?-eq/吨水泥减少到大约306 kg CO?-eq/吨水泥。这一结果与本研究中的CS2（286 kg CO?-eq/吨熟料）相当，其中也考虑了用于蒸汽生成的天然气燃烧产生的CO?排放。在An等人（2019年）的研究中，这种集成捕获配置可能更直接适用，因为来自热生成的燃煤烟气中的CO?浓度预计更接近于水泥窑烟气。尽管燃料供应、功能单位和系统边界存在差异，但这种比较支持了解决热生成排放以实现更深入的碳足迹减少的相关性。与本研究的结果一致，也报告了几个非气候影响类别的环境权衡。Galusnyak等人（2022年）还评估了几种用于水泥生产的燃烧后CO2捕获技术，包括水泥厂和CO2的运输和储存，与没有捕获的参考案例进行了比较。他们的基准碳足迹为每吨水泥792 kg CO?-eq，与之前的研究一致，而捕获方案实现了显著较低的值，范围从184到238 kg CO?-eq。其中，CaL集成的减少幅度最大，相对于基准降低了76.7%，仅与本研究中CS3的减少幅度相当。尽管MDEA吸收案例依赖于燃煤CHP系统，但其碳足迹仍然低于之前报告的MEA基系统的值。这表明溶剂选择、过程配置和能源集成在确定水泥CCS系统的环境性能方面起着决定性作用。作者还报告了非气候类别中的权衡不那么明显，进一步强调了CCS环境性能对技术选择和系统设计的强依赖性。
3.2.1. 环境结果的不确定性和敏感性分析用低碳替代品替换参考电力组合显著降低了液化阶段的环境影响（图S.2左侧），证实了其强烈依赖于电力消耗。然而，这种敏感性分析也揭示了权衡，特别是IR和LU的增加，反映了低碳电力组合的特性。在整个碳捕获与封存（CCS）价值链层面，这些变化既体现在绝对结果中（见图S.2右侧和表S.2），也体现在贡献分析中（见图S.3）。与参考组合相比，在该组合中液化是几个非气候类别的主要贡献者，低碳电力情景大幅减少了其相对贡献，因此液化不再是ETF、EF和HTNC等类别中的主导热点。因此，环境状况更多地受到捕获阶段的影响。总体而言，电力脱碳有效地减轻了与液化相关的影响，将每吨储存的二氧化碳的碳足迹降低至552千克二氧化碳当量，并降低了与化石能源使用相关的类别（如POF和RUF）的碳足迹。尽管如此，仍需要进一步优化捕获阶段，以改善CCS系统的整体环境性能。
不确定性分析（见图S.4）确认了所有情景下主要结论的稳健性。气候变化结果显示置信区间较小，表明不同情景下的碳足迹减少是一致的，并且不受背景数据变异性的影响。同样，酸化、海洋和陆地富营养化、光化学臭氧形成以及资源利用（包括化石燃料、矿物和金属）的不确定性也较小，这支持了观察到的趋势的可靠性。淡水富营养化、土地利用和电离辐射的不确定性适中，反映了它们对特定背景过程的敏感性；然而，不同情景之间的相对差异仍然清晰可辨。特别是，基于生物量的情景（CS3）中土地利用的显著增加在不确定性存在的情况下也被一致观察到，突显了明显的环境权衡。淡水生态毒性、人类毒性（包括癌症和非癌症）和水资源利用的不确定性范围较大，置信区间较宽，在某些情况下甚至跨越了零点。这种行为与背景数据集的影响以及环境足迹方法中对这些非气候类别较低的稳健性相符（欧洲委员会，2018年）。尽管如此，总体模式和相对贡献保持不变，这些类别并未影响主要环境热点的识别。
3.3 经济分析结果
对不同情景进行了经济分析，以评估工业水泥厂的CCS资本和运营成本，并评估其在当前欧洲政策下的可行性。首先，表5中的资本支出（CAPEX）结果表明，最大的资本投资份额与碳捕获工厂相关。这主要是由于解吸器的成本、用于热整合再生部分的热交换器机组以及吸收柱的成本，总计约为3760万欧元。尽管管道属于“低容量”范围，但其建设所需的投资仍然相当大，达到1580万欧元。这凸显了管道基础设施在确定水泥厂CCS部署可行性方面的潜在关键作用，特别是在难以获得合适地质储存库的地点。最后，注入井的建设所需资本为850万欧元，而二氧化碳液化单元额外增加了370万欧元，总资本支出为6580万欧元。如果按7%的折现率在20年的项目寿命内年化，这相当于每年约620万欧元的等效资本成本。尽管由于规模经济和资本获取能力，大型水泥生产商可能能够承担这些投资水平，但对于中小型生产商来说，这可能构成一个显著的进入壁垒，因此需要支持性政策措施来推动水泥行业更广泛的CCS采用。
表5. 二氧化碳捕获价值链的资本支出结果，包括设备级别的成本分解
| 设备 | 尺寸 | 设备成本（欧元） |
|--------------|--------------|-----------|
| DCC-10 | 101吨 | 2,148,796 |
| T-101/102 | 直径6.7米 | 13,396,392 |
| CL-10 | 48平方米 | 100,706 |
| CH-10 | 122平方米 | 297,044 |
| P-12 | 144立方米/小时 | 467,668 |
| HX-10 | 32.845平方米 | 11,733,582 |
| T-103 | 直径6.6米 | 7,334,768 |
| CL-102 | 4,200平方米 | 1,199,528 |
| CH-102 | 691平方米 | 881,844 |
| TOTAL (AP) | | 37,560,328 |
| 液化（LQ） | | |
| 设备 | 尺寸 | 设备成本（欧元） |
| CL-20 | 18平方米 | 82,990 |
| Ch-20 | 112平方米 | 220,676 |
| F-20 | 12.6吨 | 171,398 |
| C-20 | 1,346千瓦 | 1,458,818 |
| CL-202 | 131平方米 | 150,930 |
| CH-202 | 133平方米 | 247,508 |
| D-20 | 直径1.4米 | 147,920 |
| CD-20 | 191平方米 | 1,220,168 |
| TOTAL (LQ) | | 3,700,408 |
| 管道运输（PT） | | |
| 设备 | 尺寸 | 设备成本（欧元） |
| SC-30 | 123平方米 | 409,102 |
| P-30 | 174.4立方米/小时 | 164,260 |
| PL-30 | 143.8公里 | 15,243,542 |
| TOTAL (PT) | | 15,816,904 |
| 注入（I） | | |
| P-30 | 165,550 | |
| W-40 | 1/402 | 6,407,000 |
| 2-D地震勘探 | 2条11.7公里线路 | 315,149 |
| 3-D地震勘探 | 20.9公里 | 21,801,180 |
| TOTAL (I) | | 8,523,328 |
资本支出结果突显了捕获环节在决定总投资成本中的主导作用，这一趋势在表6中呈现的运营成本（OPEX）分析中也得到了体现。总运营成本每年为4530万欧元，相当于每储存一吨二氧化碳78.9欧元。这个值接近当前欧盟排放交易系统（ETS）的排放价格，表明在预期未来几年排放成本将超过捕获成本的政策框架下，CCS系统的经济可行性。总运营成本中的76.8%与化学吸收捕获过程相关，主要由蒸汽消耗驱动。此外，用木质生物质替代天然气用于蒸汽生产将使运营成本增加到大约每储存一吨二氧化碳85.9欧元；然而，与预计的未来排放成本相比，这种增加预计不会影响经济可行性。
表6. 二氧化碳捕获价值链的运营支出结果，包括原材料、公用事业和按过程阶段的运营成本
| 公用事业和原材料 | 消耗量 | 成本（欧元/年） |
|-----------------|-----------|-----------|
| 吸收过程（AP） | | |
| 电力, P-10 | 504千瓦时 | 569,706 |
| 冷却水, DCC-10 | 1,198吨/小时 | 755,971 |
| 冷却水, CL-10 | 70吨/小时 | 43,903 |
| 冷却水, CL-102 | 8,285吨/小时 | 5,230,128 |
| 冷却水, T-10 | 6,874吨/小时 | 4,339,558 |
| 冷冻水, CH-10 | 3.8吉焦/小时 | 271,914 |
| 冷冻水, CH-102 | 38.1吉焦/小时 | 2,690,289 |
| 高压蒸汽 | 172.9吨/小时 | 20,688,980 |
| 氨（25%） | 0.22吨/小时 | 199,430 |
| TOTAL (AP) | 34,789,879 |
| 液化（LQ） | | |
| 电力, C-20 | 1,346千瓦时 | 1,522,958 |
| 冷却水, CL-20 | 134.9吨/小时 | 22,042 |
| 冷却水, CL-202 | 188.3吨/小时 | 118,894 |
| R290 (-25°C), CH-20 | 1.8吉焦/小时 | 230,962 |
| R290 (-25°C), CH-20 | 1.7吉焦/小时 | 213,443 |
| R290 (-25°C), CD-20 | 1.3吉焦/小时 | 2,896,986 |
| TOTAL (LQ) | 5,005,285 |
| 管道运输（PT） | | |
| 电力, P-30 | 113.0千瓦时 | 127,879 |
| R290 (-40°C), SC-30 | 11.3吉焦/小时 | 216,274 |
| TOTAL (PT) | | 344,154 |
| 注入（I） | | |
| 电力, P-40 | 112.1千瓦时 | 137,577 |
| 项目区域监测 | 574,404 | |
| 储存二氧化碳/年 | 202,535 |
| 孔隙空间租赁 | 148,196 | |
| 土地所有者费用 | 1,481,963 |
| 社区福利费用 | 49,399 |
| 关闭保险 | 49,399 |
| TOTAL (I) | 2,069,070 |
最后，基于第2.3.3节中描述的运营成本、资本支出和排放成本假设，评估了保加利亚水泥厂的CCS系统的经济可行性。到目前为止，所有案例研究都假设吸收工厂捕获了其捕获效率允许的最大二氧化碳量，导致CS1每年储存574,087吨二氧化碳，CS2每年储存832,140吨二氧化碳。这一假设是为了尽可能减少 proces 的碳足迹，遵循的是环境优化标准而非经济优化标准。因此，考虑到2025年水泥厂排放量在欧盟ETS下的覆盖率为90.57%以及随时间的逐步减少，从出售未使用的EUAs中获得了初始年度的经济盈余。另一方面，由于估计的运营成本等于或低于EUAs的成本，因此在评估旨在在未来几年内通过CCS实现最大碳足迹减少的情景的经济可行性时，出售剩余许可具有重要意义。
如图5（顶部）所示，CS1和CS2的二氧化碳捕获和剩余排放的综合成本直到2031年仍高于基准情景（BC）；这些成本的详细分解见表S.3。在CS1中，虽然可以通过出售未使用的EUAs部分抵消来自水泥厂的排放捕获成本，但与蒸汽生成相关的额外直接排放导致了额外的成本。在CS2中，成本增加是由于捕获这些额外排放所需的更高捕获能力，从而导致更高的捕获成本。在2031-2034年期间假设的150欧元/吨二氧化碳的碳价格下，BC的年排放成本急剧上升，达到6740万至9900万欧元。尽管如此，与当前情况相比，CS1和CS2的年成本仍然有显著增加，这可能会在没有额外经济或政策支持的情况下显著影响水泥生产成本。
相比之下，尽管使用生物质衍生蒸汽的运营成本有所增加，但CS3不仅实现了最低的碳足迹，而且在所有CCS情景中显示出最有利的经济绩效。从2028年开始，这一情景在经济上优于BC。在初始年份（2025-2026年），与捕获相关的运营成本仍然高于相应的排放成本，因此无法通过出售剩余EUAs完全抵消。2027年，尽管CS3的运营性能因蒸汽生成的较低直接排放而得到改善，且排放成本高于运营成本，但年化资本成本的额外负担仍使其相对于BC不具经济优势。然而，一旦碳价格进一步上涨，总的排放相关成本也低于CS1和CS2。虽然CS3的年碳相关成本从2025年的490万欧元增加到2034年的6930万欧元，但仍低于其他CCS情景。这突显了低碳热能整合在平衡碳足迹减少与水泥生产成本有限增加方面的价值。然而，将低碳热能整合到CCS过程中增加了技术复杂性，可能会限制短期部署。为了解决这个问题，定义了情景CS4，使用与CS1相同的工艺，但通过基于政策的补偿机制完全抵消了与捕获相关的直接排放（204,612吨/年）。这消除了其他情景中的额外排放或捕获成本，使得从2027年开始基于年排放成本的CCS部署成为可能。CS4从实施之日起实现了最低的年排放相关成本，2034年达到6440万欧元。虽然这不是环境最优选择，但它提供了最有利的经济结果，支持了早期CCS的采用。这些结果强调了政策支持、过渡机制以及平衡碳减少与经济影响的重要性，以确保水泥行业的平稳过渡。
最后，图5（底部）基于直接向大气排放的二氧化碳（BC）与每种捕获情景之间的累积成本差异，评估了CCS实施所需的资本投资的回收期。每个情景的启动年份定义为综合捕获-排放成本低于BC的年份。结果显示，CS1和CS2的投资资本在2034年之前无法回收，限制了短期可行性，并可能增加水泥生产成本。相比之下，得到政策支持的情景（CS4）和基于低碳热能生成的情景（CS3）分别在2031年和2032年实现了资本回收。这些结果表明，当有适当的政策机制或低碳能源整合支持时，基于化学吸收的CCS部署在短期内是可以经济可行的。
3.3.1 经济结果的敏感性分析
图S.5展示了在2030年后较低和较高稳定碳价格假设下，不同情景的可行性分析，从而减少了2030年后经济结果的不确定性。在127欧元/吨二氧化碳当量的低碳价格情景下，CS1和CS2在整个分析期间始终显示比BC更高的年度排放相关成本。在这些条件下，直接支付排放成本在经济上仍然比实施传统捕获技术更有利。相比之下，基于低碳蒸汽生成和对捕获相关排放的政策支持的CS3和CS4比BC更有利。同时，在这个较低的碳价格水平下，虽然仍然足以在某些条件下使CCS可行，但提供了与最初假设的150欧元/吨二氧化碳当量相比限制生产成本增加的额外好处。在这种情况下，年成本从CS4的6440万至6930万欧元降至CS3的6240万至6720万欧元，表明较低的碳价格降低了CCS的绝对成本负担，即使相对于BC的累积节省也有所减少。
从2031年开始的195欧元/吨二氧化碳当量的高碳价格情景下，所有CCS情景在经济上都比直接向大气排放更具竞争力。在这些条件下，即使CS1和CS2也在分析期间收回了初始资本投资。然而，这种情景也会增加碳捕获与封存（CCS）案例中的水泥生产成本，因为剩余的直接排放量仍受到较高的碳价影响。尽管这种效应不如基准案例（BC）那么显著，但它仍然代表了相当大的经济负担。这强调了短期政策行动的重要性，通过确定一个平衡的碳价水平、支持基于捕获的系统，并促进向低碳热能生产和更高效的捕获过程的转变，同时避免对熟料生产成本产生过度影响。此外，为了进一步应对2030年后碳价预测的不确定性，进行了盈亏平衡分析。结果表明，在修订后的2031年排放交易系统（ETS）基准条件下，所有CCS情景在碳价约为140欧元/吨二氧化碳当量时都具备经济竞争力。鉴于蒸汽消耗是总运营成本（OPEX）的主要组成部分，进行了敏感性分析，以评估其在参考碳价假设下的经济可行性。对于每个案例研究，确定了一个蒸汽成本阈值，即超过该阈值的捕获情景到2034年将不再相对于基准案例具有经济优势。同时，也使用相同的标准确定了运营成本阈值。结果显示，CCS的经济可行性对蒸汽成本非常敏感，CS1和CS2的阈值分别为17.98-18.08欧元/吨，表明这些情景即使在蒸汽价格适度上涨的情况下也会变得不可行。相比之下，CS3和CS4的蒸汽成本阈值显著较高，分别为39.72-40.41欧元/吨，反映了低碳蒸汽生产和政策支持机制在降低这一成本成分方面的好处。总运营成本也呈现类似趋势，CS1和CS2的最大经济可行值分别为85.72-85.96欧元/吨二氧化碳当量，而CS3和CS4为137.54-139.19欧元/吨二氧化碳当量。这些结果证实了蒸汽成本是主要的运营成本驱动因素，并强调了减少与蒸汽相关的能源需求或整合低碳热源对于提高CCS系统经济稳健性的重要性。
为了确定每个情景在2025年就具有经济可行性的所需蒸汽成本和总运营成本水平，进行了额外的敏感性分析。结果显示，对于CS1和CS2，仅降低蒸汽成本不足以在分析的第一年实现经济可行性。在这两种情况下，所需的运营成本阈值分别为39.39-41.12欧元/吨二氧化碳当量，而假设蒸汽成本为零时的最低可实现运营成本仍为42.87欧元/吨二氧化碳当量。这表明即使完全消除蒸汽成本也不足以使这些传统捕获情景在2025年具有竞争力。相比之下，CS3和CS4在蒸汽成本分别为9.84-10.20欧元/吨的情况下将在2025年具有经济可行性，相应的运营成本阈值为66.33-67.19欧元/吨二氧化碳当量。这些结果表明，早期部署CCS不仅需要降低与蒸汽相关的成本，还需要更广泛地降低运营成本或提供额外的政策支持。
**结论**
本研究对保加利亚一个工业规模水泥厂的完整碳捕获与封存（CCS）价值链进行了综合的技术经济和环境评估，结合了过程建模、生命周期评估和当前及预期欧洲气候政策下的经济分析。结果显示，燃烧后化学吸收法（CCS）可以显著减少水泥行业的碳排放，同时也揭示了环境和经济上的权衡。从环境角度来看，所有CCS情景都能大幅减少气候变化影响，使用低碳热能时最多可减少78.5%。化学吸收法仍然是主要的环保问题，因为需要能量用于溶剂再生，以及氨气的泄漏。二氧化碳液化也会产生一些非气候影响，这突显了优化电力使用和冷却的必要性。相比之下，二氧化碳的运输和注入影响相对较小，尤其是在短距离和高二氧化碳密度的情况下。经济评估表明，在当前的排放价格下，优先考虑环境绩效的传统CCS配置（CS1和CS2）在短期内不具备经济竞争力，因为捕获和排放的总成本直到2031年仍然高于基准水平。使用低碳热能（CS3）或基于政策的补偿（CS4）的情景可以提高经济可行性，从而实现更早的部署和更短的回收期。特别是CS4实现了最低的年度排放成本，尽管在环境方面不是最优的。结果强调，与CCS相关的大量资本和运营成本对于能够从规模经济中受益的大生产商来说是可以管理的，但可能会阻碍中小型工厂的发展。政策支持和过渡机制对于公平部署CCS至关重要。平衡碳减排与生产成本对于环境和经济可行性至关重要。总之，当与支持性政策或低碳能源结合时，冷冻氨法CCS可以是水泥行业脱碳的一条可行途径。尽管本研究聚焦于水泥厂，但所开发的CCS价值链方法也可能为具有相似烟气特性的其他燃烧后工业应用提供有用的见解。这种综合评估为利益相关者和政策制定者提供了指导CCS在欧洲工业脱碳战略中实施的依据。
**未引用参考文献**
Ferrario等人，2024年；Gardarsdottir等人，2019年；Lawal等人，2012年；Madeddu等人，2018年；Smith等人，2025年；Yu等人，2014年；Zhao等人，2025年；Rodriguez Calzado，2023年
**CRediT作者贡献声明**
José Luis Ares-Sainz：方法论、调查、形式分析、写作-审稿与编辑、初稿编写。
Ivaylo Bozhkov：资源、写作-审稿与编辑。
Veronika Georgieva：资源、写作-审稿与编辑。
Gumersindo Feijoo：监督、概念化、写作-审稿与编辑。
Maria Teresa Moreira：验证、监督、概念化、写作-审稿与编辑。
**利益冲突声明**
作者声明他们没有已知的利益冲突或个人关系可能影响本文所述的工作。
