0 引 言
随着我国“节约、清洁、安全”的能源生产和消费革命的发展，国家大力推进煤电节能减排升级与改造行动计划，目前，我国绝大多数的燃煤电厂配备了脱硫脱硝除尘设备[1]，燃煤电厂常规污染物烟尘、SO2和NOx的排放质量浓度分别不高于10、35和50 mg/m3[2]，然而非常规污染物排放却一直被忽视。气态有机污染物是燃煤电厂烟气中普遍存在的非常规污染物，是城市烟霾和光化学烟雾的重要前驱体[3]。气态有机污染物种类复杂，主要包括易挥发性有机物VVOCs(二氯甲烷、戊烷、氯甲烷和二氯乙烷等)、挥发性有机物VOCs(甲苯及衍生物、非甲烷总烃、芳烃类、酯类和醛类等)、半挥发性有机物SVOCs(多环芳烃、硝基苯类、二
英类、多氯联苯类等)和颗粒有机物POMs(二英类、五环以上多芳烃等)。大气中高浓度的气态有机污染物往往是造成空气质量差的主要原因，以此损害人体皮肤、肝脏和中枢神经系统等[4-8]。
当前国内外有关气态有机污染物的研究主要针对工业源气态有机污染物、室内气态有机污染物等[9-10]，但我国燃煤电厂发电仍占主导作用。2018年煤炭年消耗量高达2 000 Mt，近10 a以3.97%的年均增长率增长[11]。燃煤电厂是中国工业气态有机污染物的主要来源，2016年，全国工业来源的气态有机污染物排放总量估计为2.104×107 t，燃煤电厂气态有机污染物的排放量占工业气态有机污染物总排放量的4.1%[12]。根据碳简报(Carbon Brief)网站电厂查询可知，全国300、600和1 000 MW电厂分别有813、365和133个机组，代表了全国79.40%的燃煤电厂。其中，300 MW燃煤机组的装机容量占全国总燃煤装机容量的34.70%，是数量最多、分布最广的电厂类型，其带来的气态有机污染物对环境的影响不容忽视。
生命周期环境影响评价由于其包容性强、评价面广以及系统性强等优点，已成为当今最受欢迎的环境影响评价方法之一，被广泛用于评价不同燃煤发电技术。2005年，郝丽芬等[13]运用生命周期评价方法对660 MW的超超临界燃煤电厂进行了环境影响分析，首次揭露了我国超超临界燃煤电厂生命周期排放的SO2、NOx、灰渣和烟尘的总量比常规电厂的排放总量低。此后，武民军[14]和李娇[15]也相继对循环流化床燃煤电厂及煤粉炉电厂等进行了生命周期评价研究。其后人们纷纷转向探究燃煤电厂污染控制设备带来的生命周期环境影响以及分析燃煤电厂生命周期CO2、SO2等常规污染物带来的环境影响[16-20]。但前人研究大多只关注燃煤电厂常规污染物带来的环境危害，通常对全球变暖(GWP)、臭氧消耗(ODP)、人体毒性(HTP)、淡水生态毒性(FAETP)、酸化(AD)和水体富营养化(EP)多方面进行评价，鲜见气态有机污染物排放造成的潜在环境影响的量化研究[21-23]，燃煤电厂有机污染物作为国家重点战略研究计划之一，评估直接和间接气态有机污染物排放总量以及环境影响至关重要。
针对上述问题，为了辨识300 MW燃煤发电系统中气态有机污染物排放强度较高的关键过程，指明系统优化方向，笔者通过详细、可靠的燃煤电厂气态有机污染物排放清单编制和生命周期环境影响评估，为权威部门和决策者制定切实有效的减排政策提供数据支撑和科学依据。
1 生命周期环境影响评价理论及模型构建
1.1 目标与范围确定
为评价我国燃煤电厂的气态有机污染物排放的生命周期环境影响，选取我国某2×300 MW超临界燃煤电厂作为典型案例进行研究。功能单位定义为由燃煤发电系统输出1 MWh的电力。电厂使用寿命为30 a。LCA涵盖了煤炭开采和分选、煤炭运输、燃煤发电系统、烟气净化系统和废水处理系统的有机污染物排放。烟气净化系统包括结合选择性催化还原(SCR)脱硝装置、石灰石-石膏脱硫装置(FGD)和静电除尘器(ESP)。
1.2 系统边界
分析了燃煤电厂气态有机污染物排放环境影响。燃煤电厂的生命周期系统如图1所示。(图中虚拟的黑色外框为系统边界，WESP为湿式静电除尘器)。分析涵盖煤炭最终转化为电能前的上游过程，包括煤炭开采和分选、煤炭运输、电厂及设备制造及辅助材料生产、在生命周期中使用的石油和钢铁等制造。为了研究烟气污染控制装置(APCDs)的实施对潜在减少有机污染物排放的可能影响，将APCDs过程作为独立的单元从整个系统中分离出来进行详细评估。使用德国斯图加特大学和PE-INTERNATIONAL共同开发的Gabi软件对燃煤电厂进行LCA建模。
图1 燃煤电厂生命周期排放气态有机污染物系统
Fig.1 Life cycle system diagram of gaseous organic pollutants emissions from coal-fired power plant
1.3 清单建立
燃煤发电过程中的能耗物耗清单数据均来自文献调研、统计年鉴、工程规范、企业可行性报告和Gabi数据库等见表1，详细包含了燃煤发电过程中所有阶段排放气态有机污染物所涉及的输入或输出数据清单。燃煤电厂采用不同燃烧技术后直接释放的气态有机污染物为直接排放过程，该过程的气态有机污染物排放数据来自实地数据采集，燃煤电厂在建设或运营阶段涉及到的煤炭开采和运输、原材料设备等制造过程所排放的气态有机污染物为间接排放过程，这些上游过程的气态有机污染物排放数据均来自Gabi数据库。
煤炭运输方式为铁路、公路和水路，比例分别为70.60%、10.30%和19.10%[24]。铁路机车的驱动模式又分为柴油驱动(55%)和电能驱动(45%)[25]。由于Gabi数据库中，铁路、公路和水路的柴油消耗因子较大，因此选用中国的消耗因子来计算该阶段。铁路的柴油和电力平均消耗因子分别为2.49和0.011 2 g/(t·km)[26]，公路卡车和水路海轮的柴油消耗平均因子分别为33.80和2.80 g/(t·km) [23]，煤炭的平均运输距离数据来自《2018中国统计年鉴》。铁路、公路和水路的平均运距为651、181和1 477 km。将表1所有输入输出清单数据导入Gabi软件中建模即可核算出燃煤电厂生命周期气态有机污染物排放量。
1.4 影响评价
生命周期影响评价(LCA)如今已被扩展至能源、环境、经济和资源评价，根据ISO140042建立的框架，将环境影响评价归为3个步骤：分类、特征化和量化评估。生命周期影响评价的实质是对清单结果中的数据进行统一的定性或定量分析，以此来评价研究对象潜在的环境影响。采用可接受性最强的CML2001标准体系对燃煤电厂生命周期气态有机污染物排放造成的环境影响进行分析和评价。根据燃煤电厂的发电特点、气态有机污染物的排放机理、研究的目的与范围，选择潜在全球变暖效应 (GWP)、人体毒性 (HTP)、光化学臭氧合成(POCP)、臭氧层消耗(ODP)、海洋生态毒性(MAETP)、淡水水生生态毒性潜值(FAETP)和陆地生态毒性潜值(TETP)7类作为燃煤电厂生命周期气态有机污染物的评价环境影响类型。
1.4.1 特征化
特征化是针对每一种确定的环境影响类型中的清单数据依据特征化因子转化为统一的单元，将特征化因子乘以每一种排放物的量即得量化的指标结果。各类环境影响特征化结果在Gabi软件中运行得出。特征化计算公式如下:
EPi(j)=∑[EFi(j)yQi(j)y]，
(1)
式中，EPi(j)为燃煤电厂生命周期内第i个过程中排放的气态有机污染物对应的第j种环境影响类型特征化数值；EFi(j)y为燃煤电厂生命周期内第i个过程中y种气态有机污染物在j种环境影响类型中的当量因子；Qi(j)y为燃煤电厂生命周期内第i个过程中y种气态有机污染物排放量。
1.4.2 标准化
由于各环境影响类型的特征化结果单位不统一，无法对其环境影响潜值进行两两对比，更不能判断燃煤电厂在生命周期过程中哪种环境影响类型危害最大，因此采用标准化方法对各环境影响的特征化结果进行处理，提供一个可互相比较的基准，进而确定每种环境影响类型的贡献。以CML2001基准体系中的全球环境影响基准值作为标准化因子，具体环境影响类型的标准化基准见表2，标准化的计算公式如下：
NPi(j)=EPi(j)/NRi(j)，
(2)
式中，NPi(j)为燃煤电厂生命周期内第i个过程中排放的气态有机污染物对应的第j种环境影响类型的标准值；NRi(j)为燃煤电厂生命周期内第i个过程中排放的气态有机污染物对应的第j种环境影响类型的标准化基准。
表2 环境影响类型的标准化因子
Table 2 Standardization factors for environmental impact types
环境影响类型POCPTETPGWPMAETPHTPFAETPODP标准化基准3.68×10101.09×10124.22×10131.95×10142.58×10122.36×10122.27×108
1.4.3 加权
为评估每种影响类型的程度大小需赋予的影响类型以权重值，将不同环境影响类型标准化后的结果乘以各自的权重因子，通过加权过程可得总体环境影响的量化结果。采用Gabi软件中CML2001的环境影响权重值，各项环境影响潜值权重值见表3。由于CML2001基准体系中只有4种环境影响类型具有权重因子数据，因此只研究这4种环境影响类型的加权结果：
(3)
式中，WPi(j)为燃煤电厂生命周期内第i个过程中排放的气态有机污染物对应的第j种环境影响类型加权结果；WFi(j)为燃煤电厂生命周期内第i个过程中排放的气态有机污染物对应的第j种环境影响类型的权重因子。
表3 环境影响类型权重因子
Table 3 Weight factors of environmental impact types
环境影响类型POCPTETPGWPMAETPHTPFAETPODP权重因子3—10—8—3
2 清单结果分析
目前不同燃煤电厂的不同燃烧技术、不同气态有机污染物监测设备和分析技术的分析较少，没有完整且全面的燃煤电厂直接气态有机污染物排放数据库。首次从第三方合作机构获取了电厂气态有机污染物监测数据。同时，借助Gabi软件获取电厂上游数据，建立了基于生命周期的300 MW典型燃煤电厂气态有机污染物排放模型。排放清单结果见表4。
表4 燃煤电厂生命周期各阶段气态有机污染物排放清单
Table 4 Emission inventory of gaseous organic pollutants at various stages of life cycle coal-fired power plant
阶段有机污染物排放量/(kg·MWh-1)煤炭开采 煤炭开采和分选3.82×10-3煤炭运输1.52×10-3合计5.34×10-3燃煤发电系统建造8.47×10-5运行3.78×10-3合计3.86×10-3烟气净化系统建造3.86×10-5运行6.32×10-4合计6.70×10-4废弃物处理系统1.15×10-4生命周期9.99×10-3
由表4可知，2017年300 MW燃煤电厂生命周期排放气态有机污染物总量约为9.99×10-3 kg/MWh，其中煤炭开采和分选、煤炭运输、燃煤发电系统、烟气净化系统和废物处理系统的气态有机污染物排放量分别为3.82×10-3、1.52×10-3、3.87×10-3、6.70×10-4 和1.15×10-4 kg/MWh，燃煤发电系统贡献位居首位，占总排放量的38.69%。值得注意的是，燃煤发电过程中间接排放是直接排放的1.64倍，占总排放量的62.16%，而该值在大多数文章中被忽略。进一步研究发现煤炭开采阶段是间接排放贡献最大阶段，占总排放的38.24%，主要由于大量电力、原煤等被消耗。从全年看，该电厂年净发电量为2.94×106 MWh，2017年气态有机污染物总排放量高达29.40 t。
3 环境影响结果评价
3.1 特征值结果分析
燃煤电厂的特征化分析是环境影响评价最关键的环节之一，主要作用在于定量核算各阶段排放的气态有机污染物对不同环境影响的潜值贡献。基于气态有机污染物排放清单结果，选用Gabi 软件中CML2001模型中特征化因子，利用式(1)计算得到燃煤电厂生命周期气态有机污染物排放环境影响特征化结果。燃煤电厂每产生1 MWh电，由生命周期排放的气态有机污染物造成的光化学臭氧产生潜值(POCP)、陆地生态毒性潜值(TETP)、全球变暖潜值(GWP)、海洋生态毒性潜值(MAETP)、人体毒性潜值(HTP)、淡水水生生态毒性潜值(FAETP)和臭氧层消耗潜值(ODP)分别为2.74×10-3 kg C2H4 eq、9.86×10-5 kg DCB eq、3.26×10-3 kg CO2 eq、1.02×10-2 kg DCB eq、0.369 kg DCB eq、9.75×10-4 kg DCB eq和7.28×10-10 kg R11 eq(eq为标准当量)。
300 MW燃煤机组生命周期气态有机污染物排放环境影响特征化贡献如图2所示。由图2可知，煤炭开采和分选阶段对环境的影响最大，在POCP、TETPP、MAET和FAETP四种环境影响类型中，占比均达75%以上，这一结果是由于煤炭开采和分选过程中消耗大量电及煤炭所致。在GWP和ODP两种环境影响类型中，燃煤发电系统主要贡献者占比分别达92.31%和62.94%，由于电厂运行阶段会燃烧大量煤，排放的气态有机污染物对环境造成直接影响。煤炭运输阶段造成的环境影响主要是POCP和TETP，主要消耗大量柴油所致。此外，研究发现，烟气净化系统带来的环境影响主要是HTP和ODP，占比均达33%以上，在该系统运行过程中会消耗大量的液氨和石灰石。可见烟气净化系统在减少气态有机污染物排放同时，会危害人体健康。
图2 300 MW燃煤机组生命周期气态有机污染物排放环境影响特征化贡献
Fig.2 Characterized contribution to the environmental impact of gaseous organic pollutants emission
in the life cycle of a 300 MW coal-fired unit
3.2 标准值结果分析
通过对每种环境影响特征化结果进行无量纲处理，即标准化，使各环境影响类型之间具有可比性，可进一步衡量燃煤电厂生命周期排放气态有机污染物的各种影响类别对环境的危害程度。以Gabi 软件中CML2001模型中的全球环境影响基准值为标准化因子，利用式(2)计算得到燃煤电厂生命周期气态有机污染物排放环境影响标准化结果见表5。由表5可知，燃煤电厂生命周期气态有机污染物排放计算得出的POCP、TETP、GWP、MAETP、HTP、FAETP和ODP环境影响类型的标准化值分别为7.43×10-14、9.05×10-17、7.72×10-17、5.21×10-17、1.43×10-13、4.13×10-16和3.21×10-18。对环境的危害程度最大的环境影响类型是是POCP和HTP，二者之和是其余5种环境影响类型总危害的341.42倍，原因为气态有机污染物的排放主要造成光化学污染和人体毒性危害。
表5 燃煤电厂生命周期气态有机污染物排放环境影响标准化值
Table 5 Standardized value of the environmental impact of gaseous organic pollutants emission in the life
cycle of coal-fired power plants
环境影响类型煤炭开采和分选煤炭运输燃煤发电系统烟气净化系统废弃物处理系统生命周期POCP5.67×10-141.14×10-141.68×10-154.01×10-155.72×10-167.43×10-14TETP7.68×10-179.38×10-187.25×10-193.27×10-182.80×10-199.05×10-17GWP1.99×10-181.99×10-197.13×10-173.75×10-181.42×10-217.72×10-17MAETP4.09×10-174.10×10-182.65×10-184.32×10-189.64×10-205.21×10-17HTP5.65×10-148.36×10-152.91×10-144.85×10-144.43×10-161.43×10-13FAETP3.44×10-164.19×10-178.57×10-181.78×10-171.26×10-184.13×10-16ODP2.31×10-221.88×10-232.02×10-181.19×10-181.09×10-253.21×10-18
3.3 加权结果分析
为评价燃煤电厂生命周期排放气态有机污染物对环境的总体影响，需赋予每种环境影响类型不同的权重，选取CML2001模型中的权重因子，利用式(3)计算得到燃煤电厂生命周期气态有机污染物排放环境影响加权结果，如图3所示。由图3可知，在4种环境影响类型中，POCP对总环境影响水平的贡献最大，占比高达50.63%，其中煤炭开采阶段和煤炭运输是POCP的主要贡献者，由于在煤炭开采和运输过程中消耗了大量煤、电力和柴油等，同时释放气态了大量的甲苯、二甲苯、丙烯、丙烷等有机污染物。其次，对总环境影响贡献第2的为HTP，占比高达47.82%。烟气净化系统是HTP主要的贡献者。由于在烟气净化系统运行过程中，大量液氨、石灰石等辅助性材料消耗，排放了大量多环芳烃、二英、多氯代二苯并二英和苯等气态有机污染物。与之相比，GWP和ODP对总环境影响的贡献则很低，二者之和占总环境影响的比例不到2%。
图3 燃煤电厂生命周期排放气态有机污染物的
各环境影响类型加权
Fig.3 Weighted sizes of various environmental impact types
of gaseous organic pollutants discharged from coal-fired
power plants during their life cycles
3.4 敏感性分析
根据上文有机污染物排放清单结果和环境影响评价结果，将燃煤发电运行阶段的煤炭耗量、煤炭运输阶段的柴油耗量、煤炭开采阶段的电耗量、油耗量作为敏感性变量，将4个敏感性变量的数据分别增加和减少10%和20%，探究ODP、HTP、GWP和POCP以及总环境影响的变化量，如图4所示，可知4个变量对总环境影响的大小依次是煤炭量(电厂运行)、电量(煤炭开采)、柴油量(运输)和油量(煤炭开采)。其中煤炭量(电厂运行)的变化对总环境影响最大，主要造成POCP和HTP危害，煤炭量每增加或减少20%，排放的有机污染物造成的POCP 潜值和HTP潜值分别变化了7.73×10-15和2.27×10-15，占生命周期总环境影响潜值的31%和13%。煤炭开采阶段的电消耗对总环境的影响位居第2，对总环境的影响潜值相当于煤炭量总环境影响潜值的一半。剩余2个敏感性因子的变化对总环境影响要忽略，暂不讨论。
图4 燃煤电厂生命周期有机污染物排放的环境
影响敏感性分析
Fig.4 Environmental impact sensitivity analysis of organic
pollutant emission in the life cycle of coal-fired power plant
4 结 论
1)2017年某300 MW燃煤电厂生命周期排放气态有机污染物总量约为9.99×10-3 kg/MWh，燃煤发电系统贡献位居首位，占总排放的38.69%。间接排放明显高于电厂运行阶段的直接排放，占总排放的62.16%。
2)煤炭开采和分选阶段对环境的影响最大，在POCP、TETP、MAET和FAETP四种环境影响类型中，占比均达75%以上，燃煤发电系统主要造成GWP和ODP影响，煤炭运输主要带来POCP和TETP危害，烟气净化系统主要带来HTP和ODP危害，敏感性分析结果显示，电厂运行阶段煤炭消耗变化量对总环境影响最大。
3)POCP和HTP是对环境危害程度最大的影响类型，分别占总环境影响潜值的50.63%和47.82%，二者之和是其余5种环境影响类型总危害的341.42倍。
[1] LIU K,WANG S,WU Q,et al. A highly resolved mercury emission inventory of Chinese coal-fired power plants[J]. Environmental Science & Technology,2018,52(4):2400-2408.
[2] SUI Z,ZHANG Y,PENG Y,et al. Fine particulate matter emission and size distribution characteristics in an ultra-low emission power plant[J]. Fuel,2016,185:863-871.
[3] MIRZAEI A,LEONARDI S G,NERI G. Detection of hazardous volatile organic compounds (VOCs) by metal oxide nanostructures-based gas sensors:A review[J]. Ceramics International,2016,42(14):15119-15141.
[4] KIM J,KIM E-H,OH I,et al. Symptoms of atopic dermatitis are influenced by outdoor air pollution[J]. Journal of Allergy and Clinical Immunology,2013,132(2):495-498.
[5] RUMCHEV K,SPICKETT J,BULSARA M,et al. Association of domestic exposure to volatile organic compounds with asthma in young children[J]. Thorax,2004,59(9):746.
[6] FANG L,NORRIS C,JOHNSON K,et al. Toxic volatile organic compounds in 20 homes in Shanghai:Concentrations,inhalation health risks,and the impacts of household air cleaning[J]. Building and Environment,2019,157:309-318.
[7] YOON H I,HONG Y C,CHO S H,et al. Exposure to volatile organic compounds and loss of pulmonary function in the elderly[J]. European Respiratory Journal,2010,36(6):1270.
[8] ZHAO Q,LI Y,CHAI X,et al. Interaction of inhalable volatile organic compounds and pulmonary surfactant:Potential hazards of VOCs exposure to lung[J]. Journal of Hazardous Materials,2019,369:512-520.
[9] WU R,BO Y,LI J,et al. Method to establish the emission inven-tory of anthropogenic volatile organic compounds in China and its application in the period 2008-2012[J]. Atmospheric Environment,2016,127:244-254.
[10] SUN W,SHAO M,GRANIER C,et al. Long-term trends of anthropogenic SO2,NOx,CO,and NMVOCs emissions in China[J]. 2018,6(8):1112-1133.
[11] 国家统计局社会科技和文化产业统计司.中国社会统计年鉴2018[M]. 北京：中国统计出版社，2018.
[12] SIMAYI M,HAO Y,LI J,et al. Establishment of county-level emission inventory for industrial NMVOCs in China and spatial-temporal characteristics for 2010—2016[J]. Atmospheric Environment,2019,211:194-203.
[13] 郝丽芬,王灵梅. 超超临界火电厂的生命周期评价[J].电站系统工程,2006,22(1):53-54.
HAO Lifen,WANG Lingmei. Life cycle assessment on ultra-supercritical coal-fired power plant [J].Power System Engineering. 2006,22(1)：53-54.
[14] 武民军. 燃煤发电的生命周期评价[D].太原：太原理工大学,2011.
[15] 李娇. 循环流化床锅炉燃煤技术热电厂生命周期评价[D].大连：大连理工大学,2013.
[16] 王红. 燃煤电厂烟气脱硫工艺生命周期评估[D].杭州：浙江大学,2012.
[17] 洪巧巧. 燃煤电厂烟气脱硫脱硝除尘技术生命周期评价[D].杭州：浙江大学,2015.
[18] 时文肖. 燃煤电厂不同烟气脱硫过程的生命周期评价[D].济南：山东大学,2016.
[19] 张晓玉. 燃煤电厂烟气超净排放系统生命周期评价研究[D].济南：山东大学,2018.
[20] 龙芸. 燃煤电厂CO2排放计算模型与方法研究[D]. 重庆：重庆大学,2016.
[21] WANG N,REN Y,ZHU T,et al. Life cycle carbon emission modelling of coal-fired power:Chinese case[J]. Energy,2018,162:841-852.
[22] 于伟静. 燃煤电厂SO2超低排放技术的生命周期评价[J],电力科技与环保,2017,33(2):19-21.
YU Weijing. Life cycle assessment on SO2 ultra-low emission technology in the coal-fired power plant[J].Electric Power Environmental Protection,2017,33(2):19-21.
[23] LI J,WANG Y,XU D,et al. High-resolution analysis of life-cycle carbon emissions from China′s coal-fired power industry:A provincial perspective[J]. International Journal of Greenhouse Gas Control,2020,100:103110.
[24] 陈行. 基于煤电生命周期的电动汽车环境效益研究[D].武汉：武汉理工大学,2018.
[25] OU X,YAN X,ZHANG X. Using coal for transportation in China:
Life cycle GHG of coal-based fuel and electric vehicle,and policy implications[J]. International Journal of Greenhouse Gas Control,2010,4(5):878-887.
[26] YU S,WEI Y-M,GUO H,et al. Carbon emission coefficient mea-surement of the coal-to-power energy chain in China[J]. Applied Energy,2014,114:290-300.
[27] LIANG X,WANG Z,ZHOU Z,et al. Up-to-date life cycle assessment and comparison study of clean coal power generation technologies in China[J]. Journal of Cleaner Production,2013,39:24-31.
[28] 张莉. 基于LCA的电力行业CO2排放预测及燃煤电厂实例分析[D]. 杭州：浙江大学,2017.
