基于碳稅與碳排放的廢塑料油加工方案選擇與效益評價

蔡立樂，吳 昊，劉必心

（中國石油化工股份有限公司石油化工科學(xué)研究院，北京 100083）

隨著全球經(jīng)濟的發(fā)展和人口的日益增多，氣候變化與環(huán)境生態(tài)惡化已成為制約人類社會可持續(xù)發(fā)展的重要問題，積極應(yīng)對全球氣候變化、堅持綠色低碳發(fā)展，促進人與自然的和諧共同發(fā)展已是全球共識[1]。為落實應(yīng)對氣候變化的《巴黎協(xié)定》，我國將采取多種有力措施，CO2排放力爭于2030年前達到峰值（碳達峰），2060年前實現(xiàn)碳中和[2]。

石化行業(yè)是我國國民經(jīng)濟的支柱，為軍工、醫(yī)療、化學(xué)、農(nóng)業(yè)等領(lǐng)域的發(fā)展提供了原料和能源，但該行業(yè)也是耗能和碳排放大戶[3]。塑料作為石化行業(yè)下游產(chǎn)品，其廣泛使用對環(huán)境和生態(tài)造成了巨大危害和經(jīng)濟損失[4]。資料顯示[5]，2019年我國塑料品產(chǎn)量8 184.17萬噸，其中產(chǎn)生的廢舊塑料制品中有高達3 848.25萬噸的廢棄塑料無法降解[6]。廢塑料處理典型的手段有填埋法、焚燒法和熱解油化等。填埋和焚燒的方法會對土壤和空氣造成巨大污染，同時焚燒法還會產(chǎn)生大量的碳排放，并且嚴重浪費資源。廢塑料熱解油化技術(shù)不僅避免了傳統(tǒng)處理方法產(chǎn)生的污染，同時可將其轉(zhuǎn)化為有機烴類等高價值產(chǎn)品[7–8]，實現(xiàn)塑料制品再生和資源的循環(huán)利用。廢塑料油的后續(xù)加工作為產(chǎn)業(yè)鏈中的重要環(huán)節(jié)，其過程環(huán)保性與經(jīng)濟性很大程度上影響著產(chǎn)業(yè)鏈的發(fā)展方向。

本課題研究廢塑料經(jīng)高溫裂解制得塑料油后，設(shè)計3種后續(xù)加工方案，并進行碳排放核算，進一步探索研究在不同碳稅水平下，不同廢塑料油加工方案為煉廠帶來的增量經(jīng)濟效益，為石化企業(yè)塑料油的后加工流程和技術(shù)方案選擇提供碳減排和效益增值的方案借鑒。

1 廢塑料油加工方案選擇

1.1 總體流程方案

廢塑料油化采用熱裂解技術(shù)路線，利用有機物高溫裂解原理，在隔絕空氣的高溫條件下（干餾）裂解為C1～C18，化學(xué)反應(yīng)本質(zhì)是通過加熱使廢塑料中化合物的C–C鍵和C–H鍵斷裂，聚合物分子化學(xué)鍵斷裂產(chǎn)生的自由基重新組合生成小分子烴。廢塑料裂解油化新技術(shù)的產(chǎn)油率可高達80%[9]，熱解產(chǎn)生的熱解氣和半焦作為產(chǎn)品輸出，液體產(chǎn)品為熱裂解油，其原料性質(zhì)見表1。

表1 廢塑料油性質(zhì)

從表1看出，其鏈烷烴含量較高，是優(yōu)質(zhì)的催化裂化或乙烯裂解原料。為充分提高廢塑料油的利用價值，設(shè)計了3種加工路線：①熱解油加氫精制→加氫精制油催化裂化（FCC）→汽柴油加氫精制→油品調(diào)和；②熱解油加氫精制→加氫精制油催化裂解（DCC）→汽柴油加氫＋芳烴抽提＋液化氣氣分丙烯→聚丙烯（PP）裝置→產(chǎn)品；③熱解油加氫精制→加氫精制油蒸汽裂解→聚乙烯（PE）、PP裝置→PP和PE（副產(chǎn)油品）。煉廠加工過程采用與原油摻煉加工的模式，摻煉比例為10%。與廢塑料油摻煉的催化裂化柴油（F–LCO）、催化裂解柴油（D–LCO）以及SRD直餾柴油性質(zhì)見表2。

表2 摻煉LCO與直餾柴油性質(zhì)

1.2 加工流程方案對比

廢塑料油金屬等雜質(zhì)含量高，需要經(jīng)過預(yù)處理和加氫精制以改善質(zhì)量，3種方案的對比流程示意見圖1。

1）廢塑料熱解油加氫精制–催化裂化多產(chǎn)油品方案（FCC方案）。該方案中廢塑料熱解油與LCO摻煉加氫后作為FCC催化裂化原料。該方案不產(chǎn)化學(xué)品，因此催化汽柴油進入煉廠加氫裝置精制后作為清潔油品調(diào)和組分，液化氣加氫作為油品出售，油漿作為船燃調(diào)和組分，如圖1中流程A。

2）廢塑料熱解油加氫精制–催化裂解兼產(chǎn)丙烯方案（DCC方案）。催化單元采用中國石化石油化工科學(xué)研究院研發(fā)的多產(chǎn)低碳烯烴催化裂解技術(shù)（DCC），該方案與FCC方案相比，產(chǎn)物分布中丙烯大幅增加，裂解汽油進入加氫抽提單元（HEU）獲得芳烴和抽余油，柴油進入加氫精制單元生產(chǎn)清潔油品，DCC液化氣脫硫醇后通過氣體分離生產(chǎn)丙烯，并進入PP裝置生產(chǎn)PP，如圖1中流程B。

3）廢塑料熱解油–加氫精制–蒸汽裂解–聚合多產(chǎn)聚烯烴路線（SC方案）。廢塑料油經(jīng)柴油加氫精制后經(jīng)分餾塔切割為石腦油、柴油和重油餾分，分別進入石腦油、柴油和重油蒸汽裂解裝置，最大化生產(chǎn)乙烯和丙烯并副產(chǎn)裂解汽油和C4等，如圖1中流程C。

圖1 廢塑料熱解油在煉廠中3種加工模式對比

2 不同廢塑料油加工方案的CO2排放分析

煉油行業(yè)CO2排放包括直接排放和間接排放。直接排放又可分為燃料燃燒排放、工藝過程排放和逸散排放。其中燃燒排放其來源有鍋爐、加熱爐和火炬燃燒等；工藝過程排放主要指催化裂化裝置的催化劑燒焦、制氫裝置和其他裝置催化劑再生等過程[10]；逸散排放量小難以統(tǒng)計，本文中碳排放計算過程忽略逸散排放。

間接排放指外購的電、蒸汽等物料和能源產(chǎn)生過程中的碳排放[11]。核算不同加工路線中相關(guān)裝置的碳排放，采用公用設(shè)備、燃料燃燒碳排放因子計算方法，對設(shè)計流程作物料衡算，最終獲得整個加工流程的碳排放總量。

2.1 物料平衡數(shù)據(jù)

3個方案中加氫單元、催化裂化和蒸汽裂解單元的物料平衡數(shù)據(jù)見表3和表4，可見廢塑料油催化裂化方案的主要產(chǎn)物為催化汽油、催化柴油和液化氣；催化裂解的主要產(chǎn)物為液化氣、裂解汽油、裂解柴油和干氣；蒸汽裂解的主要產(chǎn)物為乙烯、丙烯、裂解汽油、甲烷氣等。

表3 廢塑料油加氫和催化裂化技術(shù)路線物料平衡

表4 加氫精制廢塑料油各餾分蒸汽裂解物料平衡

2.2 CO2排放量

燃料燃燒和公用工程的碳排放采用碳排放因子法計算，對于不同燃料燃燒的排放因子數(shù)據(jù)來源于SH/T 5000–2011《石油化工生產(chǎn)企業(yè)CO2排放量計算方法》。催化裝置工藝排放來源于催化劑再生燒焦過程產(chǎn)生的CO2排放，焦炭碳含量取通用均值0.96[12]；外購用電為間接排放，采用國內(nèi)平均單位電力排放因子0.86 kg CO2/（kW·h）。以廢塑料油年加工規(guī)模10萬噸/年進行各路線碳排放計算，上游廢塑料熱解油化過程碳排放不計入本研究方案。

由于廢塑料油加工采用摻煉模式，所有碳排放核算均采用廢塑料油的摻煉增量進行計算，以FCC方案為例，將各裝置的碳排放計算結(jié)果列于表5中。FCC方案總增量碳排放為5.37萬噸/年，合0.537噸CO2/噸廢塑料油原料，DCC方案增量碳排放為8.21萬噸/年，合0.82噸CO2/噸廢塑料油原料，SC方案的增量碳排放相對較高，合3.05噸CO2/噸廢塑料油原料，約為FCC方案的5.6倍。各裝置碳排放量對比關(guān)系如圖2所示。

表5 以催化裂化（FCC）方案為例的各裝置單元碳排放匯總表

圖2 廢塑料油3種加工流程各裝置碳排放對比

2.3 綜合指標分析

廢塑料油不同加工方案的增量技術(shù)綜合指標見表6，以DCC方案各項指標為基準，其他方案的各項指標相對于基準計算比值并繪制于圖3中，F(xiàn)CC方案能耗最低，無高附加值產(chǎn)品，碳排放最低；DCC方案各項指標居中；與催化裂化方案相比，SC方案PE、PP產(chǎn)量最高，能耗和碳排放相對較高，氫耗較低。

圖3 廢塑料熱解油3種加工方案綜合指標比例關(guān)系

表6 廢塑料油不同加工流程方案綜合指標對比

3 不同碳稅下的經(jīng)濟效益分析

3.1 技術(shù)經(jīng)濟分析

在40美元/桶、60美元/桶及80美元/桶原油價格體系下，對不同方案的廢塑料油原料成本、商品銷售收入、增量催化劑年消耗費用、增建廢塑料油預(yù)處理裝置投資（按10年折舊）、操作費用進行評估，獲得不同方案的凈利潤和噸油平均利潤。廢塑料油原料價格按市場價2 300元/噸測算，產(chǎn)品價格及操作費用等測算數(shù)據(jù)來源于中國石化集團經(jīng)濟技術(shù)研究院有限公司2019年發(fā)布的“項目經(jīng)濟效益測算中國東海岸基礎(chǔ)價格”，其中汽柴油、液化氣等油品加氫后的調(diào)和組分按照成品價格測算，催化油漿按照普通燃料油價格測算，裂解重油參考船燃價格測算。

10萬噸/年廢塑料油加工方案在不同價格體系下的增量利潤曲線見圖4，在40～80美元/桶的價格體系內(nèi)，SC方案利潤最高，尤其在低油價體系下具有明顯的利潤優(yōu)勢；但高油價體系下，SC方案與DCC方案的利潤差距逐漸減?。籇CC方案與FCC生產(chǎn)油品方案的利潤差距也隨著油價體系升高而減小，80美元/桶價格體系下二者差距幾乎為0。純?nèi)剂闲虵CC生產(chǎn)方案在不同價格體系下利潤均最低，但是隨著油價體系的升高，生產(chǎn)油品方案的利潤增加速度最快，即油價升高對FCC生產(chǎn)油品方案有利。

圖4 不同價格體系下廢塑料油加工方案的增量利潤曲線

3.2 考慮碳稅的經(jīng)濟評價

將碳稅因素加入生產(chǎn)利潤評估，分別在原油價格體系為40美元/桶、60美元/桶和80美元/桶時，研究3種塑料油加工方案利潤效益隨碳稅增加的變化關(guān)系，見圖5。碳稅低于300元/噸時，SC方案廢塑料油生產(chǎn)乙烯、丙烯方案在40～80美元/桶價格體系區(qū)間的利潤均最高；該方案利潤對碳稅的增加敏感度高于其他方案。原油市場價格體系越高，或碳稅越高的情況下，對該方案的實施越不利。

圖5 不同價格體系下廢塑料油加工利潤隨碳稅的變化曲線

原油市場價格變動對產(chǎn)品銷售價格及利潤影響較大，低油價背景下（40～60美元/桶），當碳稅不高于300元/噸CO2時，實施SC方案利潤最高；在60美元/桶的油品價格體系下，碳稅高于330元/噸時采用DCC方案更為合算；高油價下（80美元/桶），碳稅低于300元/噸時實施SC方案利潤最高，F(xiàn)CC和DCC方案利潤曲線已非常接近，當碳稅價格突破300元/噸時，3種方案的利潤曲線發(fā)生轉(zhuǎn)折，生產(chǎn)油品（FCC）方案開始具有利潤優(yōu)勢。

3.3 廢塑料油加工方案的碳減排效應(yīng)

為核算廢塑料油加工方案的碳減排效應(yīng)，將廢塑料油與原油煉制生產(chǎn)油品和聚烯烴碳排放進行對比，本文采用流程物料追溯和碳流追蹤法計算原油煉化過程生產(chǎn)PE和PP的碳足跡。因此，設(shè)計千萬噸級煉化一體化煉廠路線如圖6所示，PE加工流程選擇直餾石腦油加氫和加裂尾油進乙烯蒸汽裂解裝置方案[13]，PP加工選擇液化氣分離丙烯方案。為使計算結(jié)果更具代表性，設(shè)計流程中各裝置數(shù)據(jù)（包括公用工程消耗和產(chǎn)品收率）取用各煉廠的裝置加權(quán)平均數(shù)據(jù)。

圖6 廢塑料油3種加工方案的不同產(chǎn)品碳排放與原油加工路線對比

以汽油、PP和PE為目標產(chǎn)品，對原油生產(chǎn)階段的碳足跡進行核算。原油生產(chǎn)汽油產(chǎn)品的全流程碳排放為0.82噸CO2/噸汽油產(chǎn)品，聚烯烴全流程碳排放因子為3.37噸CO2/噸（PE＋PP）。

廢塑料油生產(chǎn)流程方案中，F(xiàn)CC方案汽油生產(chǎn)過程的全流程碳足跡為0.91噸CO2。DCC方案通過催化液化氣氣分丙烯生產(chǎn)PP全流程碳排放因子為2.55噸CO2/噸PP。SC方案生產(chǎn)聚烯烴全流程碳排放因子為1.86噸CO2/噸（PE＋PP）。如圖7所示，相比原油加工生產(chǎn)過程，廢塑料油替代原油蒸汽裂解路線和液化氣分離生產(chǎn)聚烯烴路線分別降低碳排放44.8%和24.3%。該結(jié)果支持廢塑料加工生產(chǎn)聚烯烴方案實現(xiàn)循環(huán)再生。

圖7 廢塑料油3種加工方案的不同產(chǎn)品碳排放與原油加工路線對比

4 結(jié)論

1）3種不同加工流程中FCC方案碳排放因子0.537噸CO2/噸廢塑料油，DCC方案碳排放合0.82噸CO2/噸廢塑料油，SC方案的碳排放合3.05噸CO2/噸廢塑料油，約為FCC方案的5.6倍。

2）40～80美元/桶的價格體系內(nèi)，SC方案利潤最高，低油價更具明顯優(yōu)勢；高油價體系下，SC方案與DCC方案的利潤差距逐漸減小，油價升高對FCC生產(chǎn)油品方案有利。

3）當碳稅不高于330元/噸CO2時，實施SC方案利潤最高，且利潤對碳稅增加的敏感度高于其他方案；在60美元/桶的油品價格體系下，碳稅高于330元/噸時采用DCC方案更為合算；高油價下（80美元/桶），當碳稅價格突破300元/噸時，F(xiàn)CC方案具有利潤優(yōu)勢。

4）煉廠蒸汽裂解生產(chǎn)聚烯烴全流程的碳排放因子為3.37噸CO2/噸聚烯烴，廢塑料油替代原油蒸汽裂解路線和液化氣分離生產(chǎn)丙烯路線分別降低碳排放44.8%和24.3%。廢塑料加工生產(chǎn)聚烯烴方案是實現(xiàn)塑料循環(huán)再生的最優(yōu)方案。