基于生物气体的氢气生产与二氧化碳捕集：技术经济及气候影响评估

《International Journal of Hydrogen Energy》：Biogas-based hydrogen production and carbon dioxide removal: Techno-economic and climate impact assessment

　　1. 引言
迅速向净零能源系统转型对于应对气候变化及实现长期可持续发展目标至关重要。为此，需减少现有的温室气体排放，并通过二氧化碳去除技术从大气中清除已存在的二氧化碳。可再生氢气被视为减少难以减排领域排放的关键技术，到2050年欧洲的氢气需求可能超过5000万吨。虽然电解技术有望在未来氢气供应中发挥核心作用，但来自生物源的氢气——即生物氢——则提供了一种互补方案，它可通过永久储存生物碳实现净负排放。生物氢可通过多种新兴技术生产，包括生物质气化，或是利用厌氧消化有机废物产生的沼气（含50-70%的甲烷和30-50%的二氧化碳）来制取。由于沼气与化石天然气极为相似，尤其是在经过二氧化碳分离处理后，因此现有的氢气生产技术可直接应用于这种可再生原料。

目前最先进的氢气生产技术是蒸汽甲烷重整技术，该技术通过一系列高温催化反应将甲烷和蒸汽转化为氢气与二氧化碳。此外，还有基于电力的替代技术被开发出来，这类技术无需燃气加热，因而能获得更高的氢气产率，且由于响应速度快、技术复杂度较低，具备更好的操作灵活性和小型化应用潜力。通电式蒸汽甲烷重整技术已进入试点阶段，而多种电力驱动的甲烷热解技术也在研发中，这些技术能在缺氧的高温环境下将甲烷分解为氢气和固体碳，其中热等离子体甲烷热解技术已实现商业化。

若使用生物源原料，为了降低气候影响、实现二氧化碳去除并通过碳信用获取额外收益，可将基于重整的氢气生产技术与碳捕集与封存技术相结合。在氨气生产等领域，已存在从工艺合成气中预燃烧阶段捕获二氧化碳的做法，但该方法通常只能捕获传统燃气式蒸汽甲烷重整过程中产生的50-60%的二氧化碳。要实现更高捕获率（超过90%），则需采用燃烧后的烟气捕获技术，但该方法效率较低，尚未在氢气生产领域得到商业化应用。而通电式蒸汽甲烷重整技术则可避免产生烟气，从而借助预燃烧捕获技术实现高捕获率。不过，二氧化碳的运输与储存等后续流程至今仅处于示范阶段，尚需进一步发展才能实现大规模应用。

甲烷热解技术无需进行二氧化碳捕获，因为它能直接将碳以固体形式分离出来。甲烷热解产生的碳通常以炭黑的形式用于橡胶制造或作为颜料，但也可生产出碳纤维和纳米管等高价值碳产品。不过，由于对这些产品的需求相对氢气而言较小，因此需要探索其他大规模应用途径。将此类碳产品永久储存在土壤中是一种颇具前景的选择，相比基于二氧化碳的碳去除技术，这种方法具有更短的加工流程、更高的技术成熟度，同时还能降低成本。

在沼气环境中应用氢气生产技术既存在协同效应，也面临与化石天然气不同的挑战。虽然工业规模的蒸汽甲烷重整装置功率可超过100兆瓦，但欧洲普通沼气厂的规模约为1兆瓦，因此这些技术必须在更小的规模上应用，而这通常会提高生产成本。不过，沼气环境也为将氢气生产技术的副产品整合到现有的沼气产业链中提供了新机会。由于沼气升级被视为碳捕集与封存的早期应用路径，基于沼气的氢气生产可共享二氧化碳处理设施。此外，由于用于运输和施用厌氧消化产生的固体或液体残渣的基础设施已经存在，将甲烷热解产生的碳用作土壤改良剂也十分合适。将这类碳产品纳入厌氧消化残渣的物流链，可实现残渣与碳的同步运输，进而进一步降低碳去除的处理成本。另外，余热回收还可提升原料预处理、厌氧消化及沼气升级等过程的效率。

以往的研究已经分析了带有碳捕获功能的化石燃料基和沼气基氢气系统，指出了效率、成本与规模之间的权衡关系。Full等人提出了“氢能生物能源与碳捕集封存”概念，研究表明，通过蒸汽甲烷重整技术从沼气中制取氢气，其生物碳捕获量可比传统沼气生产高出近三倍，但同时也会增加能源损耗和投资成本。Do等人以及Pruvost等人对多种蒸汽甲烷重整技术进行了建模分析，发现通电式蒸汽甲烷重整技术虽能提高能源效率并降低二氧化碳捕获成本，但需要低成本的电力才能提升整体经济性。Nava等人研究了基于沼气的通电式蒸汽甲烷重整系统，强调了大规模生产带来的经济效益以及该技术的高操作灵活性。Timmerberg等人以及Shokrollahi等人则比较了包括甲烷热解技术在内的多种甲烷分解技术与传统蒸汽甲烷重整技术的性能，认为较高的甲烷热解产物价值以及较小的生产规模提升了该技术的经济竞争力。

值得注意的是，目前还没有研究对比过通电式蒸汽甲烷重整技术与甲烷热解技术，或是二者所对应的不同二氧化碳去除流程。尽管已有研究估算了沼气厂采用二氧化碳去除技术的成本，但针对固体碳路径的技术经济分析尚未开展。此外，沼气环境中的氢气生产所带来的热量与碳整合问题，以及气体成分的影响，也仍需进一步研究。因此，本研究旨在提出基于蒸汽甲烷重整、通电式蒸汽甲烷重整和甲烷热解技术的沼气基氢气生产与二氧化碳去除方案，并评估其技术经济性能与气候影响。具体研究目标如下：
I. 评估基于沼气的蒸汽甲烷重整、通电式蒸汽甲烷重整和甲烷热解系统的碳流与能量流情况。
II. 分别界定并评估基于二氧化碳和固体碳的分布式二氧化碳去除方案。
III. 在不同生产规模下，量化并比较各类沼气基氢气生产与二氧化碳去除方案的成本与气候影响。

2. 方法论
本研究首先对基于蒸汽甲烷重整、通电式蒸汽甲烷重整和甲烷热解技术的三种沼气氢气生产与二氧化碳去除系统进行了建模，随后分两步进行分析。第一步是在Aspen Plus? V14软件中建立甲烷转化为氢气的反应过程模型。第二步则是结合这些过程模型的输出结果，以及分别基于二氧化碳和固体碳的二氧化碳去除流程模型，来评估这些系统的技经性能与气候影响。在补充材料中还通过对碳价值与电力系统特性的敏感性分析，以及对应氢气系统关键假设的分析，进一步探讨了不同条件下的系统性能。

2.1 系统描述
本研究假设所研究的系统存在于一个基于北欧条件的近未来低化石能源系统中，该系统中已具备本地氢气需求及碳捕集与封存基础设施。沼气以恒定速率产生，并通过胺类洗涤技术升级为高纯度的生物甲烷。随后，这些生物甲烷通过三种氢气生产技术中的某一种转化为氢气，无需进一步压缩即可输送给附近的用户。而以二氧化碳形式存在的碳（用于蒸汽甲烷重整和通电式蒸汽甲烷重整系统），以及来自沼气升级过程的二氧化碳和甲烷热解产生的固体碳，则会在现场进行处理和储存，之后再转运至永久储存地点。

本研究分析了三种不同规模场景下的技经性能。小型和中型规模指的是在日处理原始沼气量为250立方纳米摩尔和1500立方纳米摩尔的沼气厂中进行的分布式氢气生产。大型规模则设想建立一个集中式的氢气工厂，该工厂从十个中型沼气厂获取生物甲烷（日处理量为15000立方纳米摩尔），并通过卡车以液态形式运输氢气。规模差异会体现在经济数据与工艺热性能上。

研究还探讨了氢气生产技术与沼气厂之间的多种整合方式。氢气生产过程中产生的余热可被用于为沼气厂内的升级、厌氧消化及净化过程提供热量。在蒸汽甲烷重整和通电式蒸汽甲烷重整系统中，二氧化碳处理设施可与沼气升级设施相结合；而甲烷热解产生的固体碳则可整合到厌氧消化残渣的供应链中。此外，研究还单独分析了使用未经处理的沼气的可能性。在大型集中式系统中，由于沼气厂与氢气厂地理位置相距较远，因此只有小型和中型规模系统才具备将氢气生产技术与沼气厂整合的条件。

2.2 氢气生产模型
本研究在Aspen Plus? V14软件中建立了氢气生产技术模型，采用彭-罗宾逊状态方程作为热力学性质计算方法。2.2.1至2.2.3节分别介绍了蒸汽甲烷重整、通电式蒸汽甲烷重整和甲烷热解过程模型的一般结构，表1列出了各项关键假设，更多详细内容可见补充材料S1.1节。

表1 蒸汽甲烷重整、通电式蒸汽甲烷重整和甲烷热解过程模型的主要假设
参数 值 单位
重整器（R Gibbs + R Stoic反应器） 工艺温度：800℃，入口压力：8巴
水煤气变换反应器（R Equil反应器） 入口温度：300℃
等离子体反应器（R Gibbs反应器） 入口温度：1800℃，入口压力：2巴
等离子体火炬效率：85%
压力摆动吸附装置（Sep单元） H2回收率：90%，出口压力：30巴
压缩机 等熵效率：75%，机械效率：95%
二氧化碳捕获装置（Sep单元；预燃烧/燃烧后捕获） 捕获率：95%/90%，电力消耗：0.015/0.03千瓦时/千克二氧化碳，热消耗：0.3/1千瓦时/千克二氧化碳
a：仅用于燃气式蒸汽甲烷重整反应中的燃烧过程。

为提升工艺效率，研究还采用了热量整合技术，通过输入气体预热、为甲烷热解制粒过程（250℃）、二氧化碳捕获过程（120℃）以及分布式系统中的沼气升级过程（120℃）提供热量。此外，研究还量化了80℃的低温余热，并将其用于分布式系统中的沼气原料预处理及消化池加热，预计这能通过避免额外的沼气生产成本而带来经济收益。对于无法通过热量整合满足的热量需求，则通过木屑锅炉为与沼气及蒸汽甲烷重整相关的过程提供热量，而为与通电式蒸汽甲烷重整和甲烷热解相关的过程则采用电加热器。为反映小型系统中的较低热效率，研究根据假定的表面积与体积比差异，对重整器与等离子体反应器的环境损失进行了建模，相关内容见补充材料S1.1节。

2.2.1 蒸汽甲烷重整
燃气式蒸汽甲烷重整模型的构建基于以往使用天然气和沼气作为原料的研究数据与假设，同时参考了与小型技术供应商的沟通结果（见图1和表1）。在重整器中，甲烷与蒸汽以2.8的碳氢比反应，生成富含氢气的合成气（见方程式1）。随后，通过一个水煤气变换反应器将一氧化碳和水进一步转化为氢气（见方程式2），最后通过压力摆动吸附技术将氢气分离出来。压力摆动吸附装置的废气以及部分进入系统的生物甲烷会与空气混合，在热交换器中预热后燃烧，为重整器提供热量。

(1) CH4 + H2O → CO + 3H2，ΔHr = 206.2千焦/摩尔
(2) CO + H2O → CO2 + H2，ΔHr = ?41.2千焦/摩尔

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图1 燃气式蒸汽甲烷重整系统的示意图。
重整器入口的气体通过产品合成气与重整器烟气进行压缩和预热，而工艺用蒸汽则由合成气与烟气共同生成，并通过合成气进行预热。此外，工艺气体还会被进一步冷却，以便为二氧化碳捕获、沼气升级以及分布式系统中的沼气厂提供热量。为确保较高的二氧化碳捕获率，研究采用基于胺类的二氧化碳捕获技术，假设其捕获率为90%，并对冷却后的烟气进行捕获。

2.2.2 通电式蒸汽甲烷重整
本研究对传统蒸汽甲烷重整工艺进行了改造，依据以往的研究成果，采用了电阻加热方式构建了通电式蒸汽甲烷重整系统（见图2和表1）。2.2.3 等离子体甲烷热解
PMP模型基于先前建模研究中所提出的商业化规模方案[33,34]（见图3；表1）。进入反应器的生物甲烷在生成氢气和固体MPC之前，会先利用热产物气进行预加热（方程式(3)）。
(3) CH4→C+2H2，ΔHr=74.9kJ/mol
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图3. 等离子体甲烷热解系统示意图。
产物流（主要由H2和MPC颗粒组成）会进一步通过预热等离子体气以及为MPC造粒（仅在大规模系统中）、生物气升级和生物气处理厂提供额外热量来冷却。MPC通过过滤器分离，而部分剩余的产物气则作为等离子体气循环使用。氢气通过PSA分离，废气则被循环并与输入的生物甲烷混合。循环的等离子体气会用等离子体火炬加热，以确保反应器初始温度达到1800℃。

2.2.4 未升级生物气的利用
对于中小规模的SMR和e-SMR系统，考虑将未升级生物气进行重整作为一种替代方案，此时所有的CO2捕获都转移到HPT系统中。重整器中存在CO2，使得干重整成为一种可能的甲烷转化途径（方程式(4)），这会影响质量和能量平衡。
(4) CH4+CO2→2CO+2H2，ΔHr=247.3kJ/mol
假设反应器温度和压力保持不变，同时考虑到所有输入的碳元素（CH4和CO2），蒸汽与碳的比例也保持不变。由于未升级生物气的分配更为复杂，且会产生大量CO，因此大规模系统和PMP系统不考虑使用未升级生物气[35]。

2.3 二氧化碳去除供应链
基于CO2和固体MPC，分别构建了两条平行的CDR供应链（见图4）。对于CO2，依据以往研究[30,36]，假设其供应链是在现有大规模CCS基础设施基础上，针对分散式CO2来源而建立的。从升级和重整过程中捕获的CO2会先经过干燥、压缩、液化，然后在现场临时储存，之后通过公路运输，最终运送到永久性的地质储存地点。而甲烷热解产生的MPC则通过公路运输到附近的农场，永久储存在农业土壤中。在分散式的中小规模场景中，由于生物气生产和HPT设施位于同一地点，因此可以整合固体碳和消化物的处理及运输环节（见2.3.5节）；而在大规模场景中，则需要专门的MPC处理设施。
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图4. 固体（上）和基于CO2的（下）CDR供应链示意图，包括现场处理、运输和储存环节。在中小规模场景中，由于考虑了消化物的整合，因此假设没有现场处理环节。

2.3.1 现场碳处理
为了便于处理并提高密度，CO2和MPC会经过处理后再进行进一步运输。基于胺类的捕获方法能够产生高纯度的CO2，因此只需经过干燥、压缩以及在15巴、-27℃条件下液化，即可满足CCS的要求[15,30]。这些流程被建模为一个具有统一能耗和成本的液化单元（见表2）。在大规模集中式场景中，MPC造粒需要电力和热量。液化的CO2和MPC颗粒随后会在现场储存。现场储存设施的容量至少要能容纳两天的生产量，或为卡车装载量的20%以上，以确保持续运行。在中小规模的PMP系统中，MPC颗粒则直接与液态消化物混合，无需进一步处理。

表2. 不同规模场景下各系统组件的假定技术经济参数。CAPEX计算的参考值和换算因子详见S2.2节。
参数 | 小规模 | 中规模 | 大规模 | 单位 | 来源 |
|------------|--------|--------|--------|--------|--------------------|
| 一般参数 | | | | | |
| 系统寿命 | 25 | 25 | 25 | 年 | |
| 假定折现率 | 8% | 8% | 8% | % | |
| 电价 | 50 | 50 | 50 | 欧元/兆瓦时 | [37]a |
| 电排放因子 | 25 | 25 | 25 | 克CO2当量/兆瓦时 | [38] |
| 生物气 | | | | | |
| 生物气成本 | 75 | 50 | 50 | 欧元/兆瓦时 | [39,40] |
| 组成（CH4/CO2） | 63/37 | 63/37 | 63/37 | % | |
| 容量因子 | 90 | 90 | 90 | % | |
| 生物气排放因子b | 50 | 50 | 50 | 克CO2当量/兆瓦时 | [41] |
| SMR（含CO2捕获） | | | | | |
| CAPEX | 307 | 300 | 1007 | 欧元/(千克氢/小时) | 第S2.2节 |
| 固定运营成本 | 55 | 55 | 55 | % | [11,28] |
| e-SMR（含CO2捕获） | | | | | |
| CAPEX | 2116 | 64100 | 21200 | 欧元/(千克氢/小时) | 第S2.2节 |
| 固定运营成本 | 55 | 55 | 55 | % | [15,28] |
| PMP | | | | | |
| CAPEX | 6348 | 177500 | 61300 | 欧元/(千克氢/小时) | 第S2.2节 |
| 固定运营成本 | 44 | 44 | 44 | % | [13,42] |
| 生物气升级 | | | | | |
| CAPEX | 4420 | 1800 | 1800 | 欧元/(千克CO2/小时) | 第S1.3节 |
| 固定运营成本 | 55 | 55 | 55 | % | [43,44] |
| 捕获率 | 99.8 | 99.8 | 99.8 | % | [44,45] |
| 电能消耗 | 0.2 | 0.2 | 0.2 | 千瓦时/千克CO2 | [10,44] |
| 热能消耗 | 0.75 | 0.75 | 0.75 | 千瓦时/千克CO2 | [10,44] |
| CH4液化c | | | | | |
| CAPEX | -- | 8140 | -- | 欧元/(千克CH4/小时) | 第S1.3节 |
| 固定运营成本 | -- | 4% | -- | % | [46] |
| LCH4储存（现场）c | | | | | |
| CAPEX | -- | 10400 | -- | 欧元/吨LCH4 | 第S1.3节 |
| 固定运营成本 | -- | 2% | -- | % | [46] |
| CO2液化 | | Xd1030 | 720670 | 欧元/(千克CO2/小时) | 第S1.3节 |
| 固定运营成本 | -- | 5% | -- | % | [46,50,51] |
| 电能消耗 | -- | 0.15 | -- | 千瓦时/千克CO2 | [30,46,52] |
| LCO2储存（现场） | | Xd4520 | 43204220 | 欧元/吨LCO2 | 第S1.3节 |
| 固定运营成本 | 55 | 55 | 55 | % | [46,51] |
| MPC造粒c | | -- | 90 | 欧元/(千克MPC/小时) | 第S1.3节 |
| 固定运营成本 | -- | 3% | -- | % | [53] |
| 电能消耗 | -- | 0.07 | -- | 千瓦时/千克MPC | [53,54] |
| 热能消耗 | -- | 0.9 | -- | 千瓦时/千克MPC | [55,56] |
| MPC储存c | | -- | 300 | 欧元/吨MPC | 第S1.3节 |
| 固定运营成本 | 1.5 | 1.5 | 1.5 | % | [57] |
| 道路运输 | | | | | |
| CO2运输距离 | 100 | 100 | 100 | 公里 | 假定 |
| MPC运输距离 | 30 | 30 | 200 | 公里 | 假定 |
| CH4运输距离 | -- | -- | 200 | 公里 | 假定 |
| 碳的运输与储存e | | | | | |
| CO2运输与储存成本 | 125 | 125 | 125 | 欧元/吨CO2当量 | [58] |
| CO2注入用电f | 30 | 30 | 30 | 千瓦时/吨CO2 | [59,60] |
| 消化物摊铺成本 | 55 | 55 | 55 | 欧元/吨 | [61] |
| MPC摊铺成本 | 88 | 88 | 88 | 欧元/吨MPC | [62] |
| CO2链损失 | 111% | 111% | 111% | % | [24] |
| MPC在土壤中的持久性 | 90 | 90 | 90% | % | [63] |
| a基于2018年至2024年瑞典的平均电网价格。
b包括基质收集、生物气生产以及肥料使用。
c仅出现在大规模场景中。
d为SMR、e-SMR和PMP系统的平均值。
e道路运输以及CO2运输和MPC摊铺过程中的排放已在本节（1.2节）中单独建模。
f仅用于排放计算。

2.3.2 道路运输
对道路运输进行建模，是为了量化基于CO2的系统和固体系统之间的差异，以及大规模场景中生物甲烷运输的成本。假设临时储存能力足以确保向永久储存设施的持续供应，且每辆卡车出发时都满载。因此，道路运输模型仅基于对年度运输需求的估算。通过工厂的年度碳生成量以及假设的卡车载重能力，可确定每年的运输次数。根据工厂与目的地之间的指定路线距离（见表2），结合返程因素、行驶速度和装卸时间，可计算出年度道路运输距离和行驶时间。成本和排放量则是通过计算卡车租赁费、燃料消耗和司机工资得出的（见1.2.1节）。

2.3.3 CO2的运输与永久储存
CO2通过船舶运输到永久储存设施，据估计这是北欧地区运输CO2最经济的方式[64]。由于距离对总体运输成本的影响较小[64]，因此没有选择具体的储存地点。而且由于基础设施特征的不确定性较高，港口的CO2处理成本、运输成本以及后续储存成本都被合并为一个数值。近年来，由于整体通货膨胀以及项目信息的日益完善，再加上储存服务提供商之间的竞争有限，这些成本有所上升[65]。因此，根据目前的实际情况，假设CO2的运输和储存成本为125欧元/吨CO2当量[58]。此外，还假设整体的CO2泄漏率为1%[24,58]。
与此相比，排放量则更依赖于运输距离，以往的研究表明，在北欧地区，基于生物气的CCS系统中，运输环节占据了大部分的排放量[36]。因此，本文估算了运输1000公里所需的CO2运输车辆的燃料消耗量及其对应的排放量（见1.2.2节）。对于地质储存注入过程，还考虑了电力消耗带来的排放量（见表2）。

2.3.4 土壤中的固体碳储存
MPC和消化物的摊铺被赋予了一个固定的成本（见表2），其排放量则基于估算的燃料消耗量（见1.2.3节）。此外，考虑到固体碳在土壤中的持久性也很重要，因为它们可能会分解并重新转化为CO2[66]。虽然目前尚未对MPC的持久性进行过研究，但生物质热解后留下的固体碳残留物——生物炭的持久性已经得到了广泛研究，并被用作参考。生物炭的持久性取决于多种因素，比如生物质的特点以及热化学处理条件，这些因素有助于提高其芳香化程度，进而增强其持久性[63,66]。通常，氢碳比（H/C比）被用作衡量持久性的主要指标，较低的H/C比意味着更高的持久性[63]。最常见的MPC形式是碳黑，其H/C比可低于0.01，且具有高度的芳香化特征[67,68]，这表明它的反应性较低，因此持久性较高。根据Azzi等人提出的生物炭稳定性与H/C比之间关系的模型，本文采用保守的估计值，认为MPC在100年内的持久性为90%。

2.3.5 固体碳与消化物的整合
由于相比所产生的消化物，MPC的量相对较少（每生产1兆瓦时的生物气大约只有1.5吨液体消化物和50公斤MPC），因此假设无需对现有基础设施进行任何物理改造，即可将固体碳整合到消化物供应链中。成本和排放量的估算方法是，按照一定比例（约2%体积比）将消化物的运输成本分摊到MPC上（具体方法见2.3.2节），然后再分别计算摊铺过程中的成本和排放量（见2.3.4节）。工艺性能：工艺模拟（图5；表S9、S11、S13）显示，由于采用了PSA废气循环、高效的电加热以及燃烧前CO2捕获技术，e-SMR的氢气产率最高（0.50千克H2/千克CH4），BtH效率也最高（70.4%-71.5%）。而燃气型SMR的相应数值为0.32-0.33千克H2/千克CH4和58.8%-59.8%，由于没有蒸汽制氢且电力需求较高，PMP产生的氢气量最少（0.24千克H2/千克CH4），BtH效率最低（40.3%-42.9%）。热集成技术降低了基于重整的系统中CO2捕获的热能需求，以及分散式PMP中生物气提纯的热能需求，使BtH效率提升了0.4%-6.3%，同时还能为生物气处理厂提供额外的低温热量。由于存在燃烧烟气，燃气型SMR在外部热回收方面具有最大潜力。相比之下，e-SMR产生的过量热量总体最少，但在80℃左右的低温段提供的热量却比PMP更多。总体而言，可向生物气处理厂提供0.04-0.60千瓦时的低温热量，这大约相当于嗜热工艺净化和消化过程所需能量的2%-49%（假设生物气中需9%的能量用于该过程[69]）。由于环境损失减少，较大规模系统的BtH效率通常略高。然而，大规模PMP既缺乏CO2捕获机会，也缺乏与生物气相关的热集成手段，这不仅降低了其BtH效率，还增加了用于外部MPC颗粒化的过量热量产生量（0.67千瓦时/千克CH4）。此外，由于唯一的碳损失来自生物气提纯，e-SMR的生物源碳捕获量最高（4.35千克CO2当量/千克CH4）。在PMP系统中，CO生成和净化过程导致碳损失略有增加，其生物源碳捕获量为4.34千克CO2当量/千克CH4，而燃气型SMR的燃烧后捕获量则为4.08千克CO2当量/千克CH4。关于不同规模下的工艺流量和能量平衡的详细说明见S2.1节。下载：下载高分辨率图片（588KB）下载：下载全尺寸图片图5. 中等规模下，每输入1千克甲烷时，(a)SMR、(b)e-SMR以及(c)PMP工艺的碳和能源投入与产出情况。为便于比较，这些效率数据未包含生物气提纯的能耗。这些数值与此前报道的具有燃烧后CO2捕获功能的SMR（65.4%，而文献值在61%-69%之间[11,19,29]）、具有燃烧前CO2捕获功能的e-SMR（76.5%，而文献值在75%-84%之间[19,28,70]）以及PMP（42.2%，而包含MPC处理在内的文献值在36%-44%之间[13,29,42,71]）的效率相当。此外，系统性能还会因蒸汽与碳的比例、温度和压力等工艺参数的不同而有所差异（见表S22和S23）。在基于重整的系统中使用未经提纯的生物气而非提纯后的生物甲烷，虽然可以提高重整器的甲烷转化率，但由于需要更多的热量和电力，会导致HPT工艺的效率下降（见S2.1.4节）。对于燃气型SMR，其BtH效率下降了8.1%-8.2%，而e-SMR的效率下降幅度则较小，为2.8%-3.0%，这是因为e-SMR工艺中更高效的燃烧前CO2捕获技术替代了生物气提纯步骤。此外，更高的气体流速使得SMR和e-SMR分别能为生物气处理厂提供1.33千瓦时和1.77千瓦时的过量热量。3.2. 技术经济性能与气候影响3.2.1. 氢气生产成本由于氢气产率更高且技术成本更低，基于重整的系统的LCOHCDR数值低于热解法（分别为6.0-11.8欧元/千克H2和4.5-8.6欧元/千克H2，见图6；表S24）。对于e-SMR来说，较高的氢气产率优势足以抵消其相比燃气型SMR更高的电力消耗，从而在假设的生物气价格（50-75欧元/兆瓦时）和电力价格（50欧元/兆瓦时）条件下实现最低的LCOHCDR值，不过这一数值会受时间和地区价格波动的影响（见3.2.6节）。尽管如此，由于固体碳供应链的成本较低，PMP的CDR相关成本仍为最低，这类成本占LCOHCDR的7.2%-17.4%，而基于CO2的CDR方法则会使所有基于重整的系统的成本显著上升，分别占LCOHCDR的27.1%-41.0%和22.5%-33.7%。下载：下载高分辨率图片（394KB）下载：下载全尺寸图片图6. 不同规模下SMR、e-SMR和PMP的LCOHCDR构成情况，分别对应(a)小规模（生物气产量为250立方纳米摩尔/小时）、(b)中等规模（生物气产量为1500立方纳米摩尔/小时）以及(c)大规模（生物气产量为15000立方纳米摩尔/小时）。H2技术包括甲烷转化，而对于基于重整的技术而言，还包括CO2捕获。对比这三种不同的生产规模，可以看出扩大生物气基氢气生产规模的优缺点。虽然小规模系统的热效率较低，使得LCOHCDR略有上升，但经济规模效应仍是影响成本的主要因素。在小规模情况下，高昂的技术成本和生物气成本是主要障碍，导致LCOHCDR高达8.6-17.9欧元/千克H2。中等规模则没有出现任何弊端，因为生物气和HPT的成本都降低了，同时还能保留所有的热能和碳集成优势，此时LCOHCDR为4.9-8.2欧元/千克H2。不过，生物气处理厂的整合对LCOHCDR的影响有限，在中等规模下仅能带来1.1%-6.1%的降幅（见表S25）。在大规模场景中，当多个生物气厂的甲烷被集中到一处进行氢气生产时，额外的规模优势超过了生物甲烷运输以及错失集成机会所带来的额外成本，此时LCOHCDR较中等规模下降了8.5%-10.8%（为4.5-7.3欧元/千克H2）。即便如此，大规模场景下生物甲烷的运输成本仍不容忽视，它占总生产成本的7.5%-9.9%，这部分成本主要源于液化过程。较高的生物甲烷运输盈亏平衡距离为1800-2000公里，这进一步体现了集中处理的经济优势，但其可行性取决于生物气厂的大小和数量，因为规模较小的生物气厂也能从集中处理中获益（见图S9），而且通过其他运输方式，如天然气管道，还可以降低运输成本[72]。在假设的200公里运输距离下，公路运输成本为29.2欧元/吨CH4，这一数值与此前关于液化生物甲烷的估算结果一致[72]。在生物气应用中引入HPT技术，由于规模较小且原料价格较高，其LCOHCDR高于基于化石燃料的系统，而若再考虑完整的碳供应链，成本还会进一步上升[28,29]。不过，这些结果与Nava等人[15]报道的小型和中型带有CO2捕获功能的生物气基e-SMR系统的结果相当，后者在不考虑CO2运输和储存成本的情况下，LCOHCDR为3.8-7.1欧元/千克H2。3.2.2. 二氧化碳去除成本固体碳能够降低CDR的成本，这一点从PMP的LCOCDR数值更低这一事实中得到了进一步体现，其数值为84.8-112.2欧元/吨CO2当量，而SMR的相应数值为225.0-299.0欧元/吨CO2当量，e-SMR的数值为203.0-268.7欧元/吨CO2当量（见图7；表S26）。与MPC相比，整个供应链中处理CO2的成本都要更高，其中最大的成本来自捕获环节（占比20.5%-43.8%）以及运输和储存环节（占比42.0%-62.2%），而在固体碳应用中，这些成本则完全可以避免。由于不同技术和规模下的CO2运输成本大致相同，因此e-SMR中的燃烧前捕获技术以及生物气提纯过程中的捕获技术使得基于CO2的CDR方法的LCOCDR数值最低。如果不考虑捕获成本，仅计算CO2处理成本，其数值为163.2-191.2欧元/吨CO2当量，这一数值高于此前对生物气基CDR方法的估算结果（80-120欧元/吨CO2当量[30,31]），主要是因为运输和储存成本的估算值较高。不过，由于MPC在土壤中的降解作用，PMP的CDR效率为93.3%，低于e-SMR的98.9%，后者得益于废气循环以及CO2供应链中较低的泄漏率。对于SMR而言，由于其捕获率较低，其CDR效率为92.7%，不过随着MPC在土壤中的持久性以及燃烧后CO2捕获率的提高，PMP和SMR系统的性能都有进一步提升的可能（见图S10和S11）。下载：下载高分辨率图片（392KB）下载：下载全尺寸图片图7. 不同规模下SMR、e-SMR和PMP的LCOCDR构成情况，分别对应(a)小规模（生物气产量为250立方纳米摩尔/小时）、(b)中等规模（生物气产量为1500立方纳米摩尔/小时）以及(c)大规模（生物气产量为15000立方纳米摩尔/小时）。1千克MPC相当于3.67千克CO2当量。在消化物系统中进行集成处理，可以实现低成本的固体碳CDR，其成本为1.3欧元/吨CO2当量，因为在中小规模下，生物气提纯环节产生的CO2贡献了PMP总CO2当量量的99%以上，尽管该环节仅占所有被捕获CO2当量总量的37%。在大型PMP系统中，由于需要独立的MPC基础设施以及更长的公路运输距离，固体碳的处理成本有所上升，为12.1欧元/吨CO2当量（见图S12），但CO2仍占成本的91%，因为缺乏热集成措施使得CO2捕获成本升高。在完全基于CO2的系统（即SMR和e-SMR）中，如果将生物气处理与重整系统相结合，建立更大规模的CO2液化及储存设施，虽能在中小规模下使LCOCDR降低0.1%-0.8%，但整体资本支出规模扩大的影响更为显著，导致SMR和e-SMR的LCOCDR分别从小规模到中等规模下降了18.2%和19.4%，从中等规模到大规模则下降了8.2%和6.3%。公路运输对CDR成本也有不小的影响，其占比为LCOCDR的5.0%-11.3%，且在规模较大的系统中这一比例更高，因为CO2捕获和液化等资本密集型环节的成本相对较低（见图6）。此外，公路运输的影响还与运输距离有关（见图S13）。CO2的公路运输成本为每吨CO2每100公里14.7欧元，这一数值与此前对分散式系统的估算结果相近（为每吨CO2每100公里19-22欧元[30]）。在固体碳应用中，尽管运输距离为200公里，但由于卡车成本较低，且每单位运输材料的CO2当量含量较高，其公路运输成本反而更低，为8.2欧元/吨CO2当量。如果将运输流程与距离较短的消化物供应链相结合，这一成本还能进一步降低，为0.7欧元/吨CO2当量。3.2.3. 气候影响通过CDR实现的负排放量超过了系统运行过程中直接和间接产生的温室气体排放量，因此SMR的GHGH2值为负，数值为-9.0至-9.3千克CO2当量/千克H2；e-SMR的GHGH2值为负，数值为-6.2千克CO2当量/千克H2；PMP的GHGH2值也为负，数值为-13.0至-13.3千克CO2当量/千克H2（见图8a）。由于各工艺系统的效率差异较小，规模效应并不明显，但在大规模系统中，由于需要运输生物甲烷并建设专门的MPC基础设施，负排放潜力下降了1.0%-2.5%（见表S27）。大部分排放源自生物气生产环节（占比57.3%-75.8%），其次是气体CDR环节（包括提纯过程在内，占比为13.0%-31.9%），而对于采用电力的系统而言，HPT环节的电力消耗也是重要的排放来源，占比为9.7%-15.6%。虽然PMP的GHGH2值最为负值，但这部分是因为其氢气产率较低。如果从每单位甲烷输入量的净气候影响角度来分析（即GHGCH4），各系统的表现较为接近（见图8b），其中在大规模系统中，由于e-SMR的CDR效率较高，其负排放量略高，为-3.1千克CO2当量/千克CH4；而在中小规模系统中，如果能够避免专门MPC基础设施带来的排放，PMP的负排放量也与此相当，同样为-3.1千克CO2当量/千克CH4。SMR系统的整体负排放潜力最低，为-3.0千克CO2当量/千克CH4，这是由于其CDR效率较低，且CDR供应链中的排放量较高。不过，如果提高MPC在土壤中的持久性以及燃烧后CO2的捕获率，就能进一步提升PMP（见图S14）和SMR（见图S11）的气候效益。此外，负排放潜力的大小还很大程度上取决于电力结构（见3.2.6节）以及生物气排放量（见图S15）。下载：下载高分辨率图片（609KB）下载：下载全尺寸图片图8. 大规模场景下，所研究系统每单位(a)氢气产量以及(b)甲烷输入量对应的净温室气体排放量。与储存的碳量相比，CDR供应链产生的温室气体排放量较低，这表明它们具有作为有效碳储存介质的潜力（见图8和S16）。对于CO2而言，大多数化石燃料相关的排放都发生在捕获和运输阶段，总的FEFCDR数值为71.5-95.6千克CO2当量/吨储存的CO2当量，而由于不存在捕获和运输环节，固体MPC储存方式的FEFCDR数值最低，为0.4-7.1千克CO2当量/吨储存的CO2当量。与之前的估算结果[36]相比，尽管也包含了CO2捕获过程中的排放，但基于CO2的FEFCDR数值仍然略低，这主要是因为使用了低碳电力，且未将建设阶段的排放计入其中。3.2.4. 未提纯生物气用于重整过程的成本与气候影响在基于重整的系统中用未提纯的生物气替代生物甲烷，会在避免提纯成本与因气体流速增加而导致的HPT成本上升之间形成权衡（见表S20和S21）。如果将提纯和HPT捕获功能集成到同一个装置中，虽然能降低e-SMR的LCOCDR数值，降幅为6.7%-9.6%，也能降低小型SMR的LCOCDR数值，降幅为1.6%，但由于中型SMR的燃烧后处理技术成本较高，其LCOCDR数值反而会有轻微上升，增幅为0.5%。因此，SMR的总体资本支出会增加，再加上较低的BtH效率以及CO2捕获难度较大，使得其在中小规模下的LCOHCDR数值分别比使用生物甲烷时高出9.1%和5.4%。相反，电子式SMR的BtH效率下降幅度较小，再加上整体资本支出的减少，使得LCOHCDR略有下降（中小规模分别下降1.1%和0.3%），但具体降幅取决于生物气的成分（见图S17）。同样，燃气式SMR的负排放潜力下降了1.4%-4.0%，主要是因为使用未经处理的生物气时二氧化碳捕获量较低，而电子式SMR由于二氧化碳捕获效率更高，其负排放潜力反而上升了0.8%。3.2.5 碳价值的影响尽管引入CDR供应链会增加系统成本，但可以通过碳信用带来的额外收入来抵消这部分成本。在瑞典，生物碳捕集与封存项目通过政府的反向拍卖补贴获得资金支持（每储存1吨二氧化碳当量约170欧元[73]），同时还有自愿碳市场，人们愿意为生物源碳去除支付的价格在每储存1吨二氧化碳当量80欧元到250欧元之间[74]。这些措施共同作用使得所有建模的CDR系统都具有经济可行性，不过自愿碳市场仍不成熟，供方与买方的期望之间存在差距[65,74]。从长远来看，瑞典的相关方期望将负排放纳入欧盟排放交易体系[65]。目前北欧地区的碳价格（超过每吨二氧化碳当量100欧元）似乎仅足以支撑传统的CDR项目，但预计2040年和2050年的碳价格将分别达到每吨二氧化碳当量240-290欧元和450欧元，这意味着即便运输和储存成本持续居高不下，基于二氧化碳的CDR项目也有可能具备可行性[58,75]。引入碳价值还会影响各种氢气生产技术的相对性能（见图9）。由于每单位氢气产生的碳量较高，对于PMP来说，随着碳价值上升，LCOHCDR的下降速度比以重整为基础的系统更快。当碳价值超过320欧元/吨二氧化碳当量时，大规模PMP项目的成本最低；而要让SMR的成本低于电子式SMR，则碳价值需超过380欧元/吨二氧化碳当量。此外，由于基于生物气的氢气生产技术相比传统生物甲烷生产会产生更多碳（储存的二氧化碳当量多出153%-170%），如果碳去除带来的收入能够弥补额外的转化成本和能量损失，那么氢气生产就有可能具有经济优势。在大型项目中，若要使氢气的平均能源成本低于生物甲烷，碳价值需达到350-410欧元/吨二氧化碳当量；而在中小规模项目中，这一数值则分别为930-1060欧元/吨二氧化碳当量和420-500欧元/吨二氧化碳当量（见图S18）。不过，仅比较能源产出会忽视分布和使用阶段的效率差异，而这些差异可能会对整个生命周期的成本产生重大影响。下载：下载高分辨率图片（274KB）下载：下载完整尺寸图片图9. 在大型项目中，与生物甲烷生产相比，碳价值对三种氢气生产系统的LCOHCDR（左）和LCOE（右）的影响。与储存相比，碳的利用或许能提升其价值，尤其是在生物碳资源匮乏的去化石能源系统中。它还可以通过替代化石碳带来气候效益，但这应与CDR所带来的负排放区分开来[47,76]。传统的炭黑、碳纤维等碳产品价格可超过1000欧元/吨（相当于270欧元/吨二氧化碳当量），这可能使PMP成为最具成本效益的选择。不过，与氢气相比，这类产品的市场需求较为有限，因此这一优势可能只惠及早期采用者[20]。较简单的炭产品有望在大规模应用中发挥作用，比如在新兴的无化石钢铁产业中作为焦炭的替代品[20,77]，或用于混凝土中替代熟料[78]，但目前焦炭和熟料的价格远低于使PMP具有竞争力所需的水平[79,80]，而来自生物质热解的另一种固体生物碳则可能增加供应量，进一步压低其价值。土壤改良也是碳的利用方式之一，只要这类碳产品能带来与生物炭相当的好处，就能带来额外收入[81]。虽然已有研究表明炭应用对植物生长有积极影响[82,83]，但其效果和持久性仍有待进一步研究。二氧化碳也是一种可被利用的资源，通过避免二氧化碳的运输和储存，例如在靠近生物气生产厂的地方直接利用二氧化碳，就能降低运输成本。像钢铁和混凝土这类长期使用的材料，既可以作为碳的利用途径，又能实现碳的储存，从而保持其负排放潜力[47,78,84]。3.2.6 电力构成的影响电力特性对电气化氢气生产技术和CDR供应链的经济性与气候效益有着重要影响。在电力价格较高的情况下（在大型项目中超过165欧元/兆瓦时），燃气式SMR的LCOHCDR值最低（见图10a），而由于在二氧化碳捕获、液化以及炭颗粒化过程中需要消耗电力，所有系统的LCOCDR值都会上升。尽管固体CDR相比基于二氧化碳的CDR所需电力更少，但由于PMP的整体电力消耗较高，它对电力价格和排放水平的变动仍然十分敏感（见图10b）。下载：下载高分辨率图片（745KB）下载：下载完整尺寸图片图10. 在大型项目中，电力价格对(a) LCOHCDR和(b) LCOCDR的影响，以及电力排放对(c)温室气体中的甲烷含量和(d)FEFCDR的影响。之所以能够实现显著的负排放潜力，部分原因在于假设的低碳电力结构，但在以化石能源为主的电力系统中，燃气式SMR仍可实现净负排放（每千瓦时高达1200克二氧化碳当量），而在部分依赖化石能源的系统中，电子式SMR和PMP的净负排放量则分别为每千瓦时340克和600克二氧化碳当量。当电力排放超过60克二氧化碳当量/千瓦时时，燃气式SMR的负排放潜力最大（见图10c）。此外，在电力排放较高的情况下，CDR供应链的气候效益会显著下降，在以化石能源为主的系统中，可能会有20%-50%的储存碳被重新释放到环境中（见图10d）。3.3 总体讨论3.3.1 规模和技术成熟度的进一步影响在解读这些研究结果时，需要考虑与规模效应和技术发展相关的若干不确定性。虽然通过经济规模因素和更高的热损失来分析了缩小氢气生产技术规模所带来的影响，但实际上，小型系统还可能面临辅助设备效率较低的问题，这会进一步削弱其技术经济性能。敏感性分析表明，分离过程中的氢气回收对于保持较高的工艺效率至关重要，而换热器的最小接近温度则没那么关键（见图S19和S20）。因此，对于小型系统而言，采用其他工艺技术可能会更具优势。例如，膜分离技术因其较低的资本投入和能源消耗，被视为小型二氧化碳捕获的一种很有前景的选择[85]，同时它在氢气纯化方面也有优势[86]。由于技术成熟度较低，电子式SMR尤其是PMP的成本估算存在较大不确定性，但随着技术的不断发展和学习效应的显现，这些成本有望下降。特别是等离子体反应器的成本下降，可能会显著降低PMP的LCOHCDR值（见图S21），而其他甲烷热解技术的发展，比如熔融金属法和非热等离子体法，则可能进一步降低能源需求[29,87]。不过，无论是PMP还是电子式SMR，要想在大规模应用中保持良好的性能，仍依赖于低成本电力以及完善的电力基础设施，因此它们能否在电力供应不稳定的情况下正常运行仍是未知数。虽然这一点已在实验室条件下得到验证，但大规模应用中的验证仍需进行[88]。此外，灵活的运行模式还可能降低设备的利用率，并在运营成本和资本成本之间带来权衡[15,28]。同样，基于二氧化碳的CDR项目也需要完善的运输和储存基础设施，而这可能是以重整为基础的CDR项目发展的障碍。3.3.2 生物氢在生物气系统中的作用生物气基氢气与CDR结合的潜力，既受当地能源系统状况的影响，也受更广泛的能源技术发展趋势的影响。经测算，生物气基氢气的生产成本与欧洲氢能银行近期公布的电解氢气拍卖价格相当[89]（为3.1-19.8欧元/千克氢气），这说明在条件良好的情况下，生物气基氢气具有竞争性。虽然从长远来看，技术进步和广泛应用有望大幅降低水电解的成本[90]，但在对生物碳或负排放需求日益增长的能源系统中，生物气基氢气仍可能具有优势。不过，在某些情况下，其他生物氢生产途径可能更为合适，比如气化技术，它在森林资源丰富的地区，是一种极具潜力的大规模生物氢生产与CDR结合的方式[8]。尽管如此，由于生物气在废物管理和养分循环中的作用，无论市场情况如何，生物气生产都可能会继续发展，因此生物气基氢气的可行性更多地取决于当地的能源系统状况。在缺乏天然气管道的地区，许多生物气工厂仍依赖本地消化处理来处理产生的气体，而由于氢气的分销成本较高，靠近最终用户的位置对于氢气生产而言变得越来越重要。在那些氢气开始被用于本地交通或工业领域的地区，本地生产的生物气基氢气可能成为生物甲烷和进口氢气的替代品。虽然由于现有的甲烷基础设施以及欧盟逐步提高的生物甲烷生产目标，生物甲烷在短期内仍将是主流选择[3]，但随着氢气基础设施的逐步完善、天然气管道的改造[91]以及碳价值的上升，生物气基氢气在长期内的重要性可能会逐渐增加。未来的研究应探讨在何种条件下，各种替代方案才会更具优势。引入氢气还可能对生物气系统的结构发展产生影响。鉴于氢气生产具有显著的规模经济效应，而构成欧洲大部分生物气资源的农业生物质又分布较为分散[92]，将生物气生产和氢气生产集中在同一地点往往并不现实。因此，应鼓励生物气生产商接入甲烷输送网络，或生产液化生物甲烷，以便能够使用集中的氢气生产设施。虽然生物气基氢气的发展受到可持续获取的合适生物质资源数量有限的制约，但它仍可能在满足未来氢气和CDR需求方面发挥重要作用。据估计，欧洲的生物气资源总量约为1000太瓦时/年[25,93]，这些资源可产出17.0-36.1百万吨氢气，相当于2050年预计需求量（50百万吨[4]）的34%-72%；同时还能产生大约294-313百万吨的生物碳当量，相当于实现2050年净零排放目标所需负排放量（400百万吨二氧化碳当量）的74%-78%，或相当于当前化学工业碳需求量（450百万吨二氧化碳当量）的65%-70%[94]。4. 结论通过将生物气转化为氢气，就可以生产出具有显著CDR潜力的可再生能源燃料，但其可行性取决于技术、系统整合以及经济因素。本研究旨在评估并比较三种基于生物气的氢气生产方式的技经性能和气候影响：采用基于二氧化碳的CDR技术的SMR、采用相同CDR技术的电子式SMR，以及同时采用固体碳捕获和基于二氧化碳的CDR技术的PMP。研究分别在分散型的中小规模场景以及集中型的大规模场景下评估了这些系统的性能。与基于二氧化碳的CDR技术相比，农业土壤中的固体碳捕获技术由于供应链更为简单，无需进行捕获和运输，因此成本和排放量都更低。固体碳捕获的成本在1.3欧元至12.1欧元/吨二氧化碳当量之间，而基于二氧化碳的CDR技术成本则在203.0欧元至299.0欧元/吨二氧化碳当量之间；与此同时，化石能源相关的排放量分别为每储存1吨二氧化碳当量0.4至7.1千克二氧化碳当量，以及71.5至95.6千克二氧化碳当量。尽管如此，由于技术成本高昂且效率较低，PMP的生产成本依然最高；而电子式SMR由于氢气产量高，如果在能价较高的情况下（高于165欧元/千瓦时）避免使用高价电力，那么它的成本则是最低的。在所有三种场景下，采用CDR技术的氢气成本分别为SMR为6.0欧元至11.8欧元/千克氢气，电子式SMR为4.5欧元至8.6欧元/千克氢气，PMP为7.3欧元至17.9欧元/千克氢气；不过，如果计入碳信用的价值，生产成本可以显著降低。在不同的电力系统条件下，所有系统都有可能实现净负温室气体排放。在低碳电力结构下，电子式SMR和PMP在集中型及分散型场景中的整体负排放潜力最大，分别为每千克甲烷负3.1吨二氧化碳当量，这得益于它们较高的二氧化碳捕获率和高效的CDR供应链，而SMR的负排放潜力则为每千克甲烷负3.0吨二氧化碳当量。在中小规模场景中，固体碳捕获技术由于可以与现有的消化液处理设施相结合而受益，而基于二氧化碳的CDR技术则可通过共享的二氧化碳升级和捕获处理设施来降低成本，此外，生物气工厂的部分热能需求还可以通过低温余热来满足。不过，集中型的大规模配置仍具有更高的成本效益，因为经济规模效应的优势超过了因缺乏整合机会以及需要额外运输生物甲烷所带来的成本增加，这使得从中小规模扩展到大规模时，成本分别降低了42.5%和54.4%，而从中等规模扩展到大规模时则降低了8.5%和10.8%。此外，研究发现不同基于重整的系统中最适合的二氧化碳捕获位置各不相同：对于SMR而言，事先对生物气进行提纯能提升其性能，而对于e-SMR来说，使用未经提纯的生物气可能更为有利。CRediT作者贡献说明：Linus Engstam：概念设计、形式分析、方法论、软件应用、可视化、初稿撰写；Gülru Bulkan：形式分析、方法论、文本润色；Leandro Janke：概念设计、监督、文本润色；Cecilia Sundberg：概念设计、监督、文本润色；?ke Nordberg：概念设计、资金筹措、监督、文本润色。Linus Engstam|Gülru Bulkan|Leandro Janke|Cecilia Sundberg|?ke Nordberg瑞典农业科学大学能源与技术系，瑞典乌普萨拉市75007，邮编7032。