氨回收技术的生命周期环境与经济性能

《Resources, Conservation and Recycling》：Life cycle environmental and economic performance of ammonium recovery technologies

　　张正文|苏博曼|翟强|崔赫俊|穆罕默德·塔米德|玛尔塔·C·哈泽尔|罗杰·H·弗伦奇|袁克里斯
美国俄亥俄州克利夫兰凯斯西储大学机械与航空航天工程系，邮编44106

**摘要**
电渗析、膜接触器和离子交换代表了不同技术成熟度水平的先进氨回收技术。本研究开发了全面的生命周期评估和技术经济分析模型，以评估这些技术的整体性能，并将其结果与传统的空气剥离技术进行了对比。结果表明，这三种技术的总回收成本均低于空气剥离技术。在环境性能方面，电渗析在所有评估类别中均表现出较低的影响值，而膜接触器和离子交换则存在整体环境劣势。敏感性分析表明，通过降低化学物质消耗可以显著减少膜接触器和离子交换的总回收成本和环境影响；而提高电渗析的性能主要依赖于降低能源消耗。随着工艺的持续优化，这些技术在未来商业氨回收系统中具有巨大潜力。

**缩写**
AE：阳离子交换膜
AS：空气剥离
CE：阴离子交换膜
EoL：寿命结束
FDP：化石耗竭潜力
FEP：淡水富营养化潜力
FETP：淡水生态毒性潜力
GWP：全球变暖潜力
HTP：人类毒性潜力
IE：离子交换
LCA：生命周期评估
LCI：生命周期清单
LCIA：生命周期影响评估
MC：膜接触器
MDP：金属耗竭潜力
MEP：海洋富营养化潜力
METP：海洋生态毒性潜力
ODP：臭氧耗竭潜力
PE：聚乙烯
PES：聚醚砜
PMFP：颗粒物形成潜力
PMMA：聚甲基丙烯酸甲酯
POFP：光化学氧化剂形成潜力
PTFE：聚四氟乙烯
PVC：聚氯乙烯
TAP：陆地酸化潜力
TEA：技术经济分析
TETP：陆地生态毒性潜力
WWTP：污水处理厂

**1. 引言**
废水中氨离子的过度积累，尤其是在厌氧消化产生的浓缩液中，对周围生态系统构成了显著的环境风险（Cruz等人，2019年）。这类废水通常采用硝化和反硝化等生物处理方法进行处理（Li等人，2024年）。然而，这些传统方法将氨视为废物，常常导致二次污染（如一氧化二氮排放），从而降低了其经济和环境可行性（Di Capua等人，2022年）。鉴于日益严格的废水处理法规，氨回收技术被认为是一种有前景的解决方案（Pandey和Chen，2021年）。
在现有的选择中，空气剥离（AS）是最广泛使用的商业氨回收技术，已在全球众多污水处理厂中得到应用（Yellezuome等人，2022年）。AS是一种物理化学过程，通过提高温度和pH值将氨离子转化为气态氨，然后从进料液中分离出来，并被硫酸吸收形成硫酸铵溶液（Xiang等人，2020年）。AS的氨回收效率可超过90%，产生的产品纯度较高，适合作为肥料使用（Munasinghe-Arachchige和Nirmalakhandan，2020年）。然而，该方法存在高化学物质消耗、操作复杂以及潜在的二次排放等经济和环境挑战。AS过程需要大量的碱和热量来促进氨的转化，同时需要大量酸来有效捕获氨（Li等人，2024年）。在操作过程中，氨气在剥离柱和洗涤柱之间的传输和循环不可避免地会导致氨的逸出。此外，系统的复杂性和柱体的大型体积导致设备占地面积较大。这些因素共同导致了高资本投入、较高的运营成本以及回收过程中的显著环境影响。
近年来，包括电渗析、膜接触器（MC）和离子交换（IE）在内的几种先进技术被广泛研究作为有前景的替代方案，并已在不同规模上证明了其可行性。电渗析通过离子交换膜传输氨离子实现回收，在实验室和试点规模上已有成功应用（Tahmid等人，2024年；van Linden等人，2019年；Ward等人，2018年；Xiao等人，2023年）。MC通过先将氨转化为气态氨，然后让其通过中空纤维膜扩散并被酸流捕获，也在实验室、试点和全规模上证明了可行性（Li等人，2024年；Noriega-Hevia等人，2021年；Vanotti等人，2017年；Zhu等人，2024年）。IE通过将氨离子吸附在交换介质上实现回收，随后使用再生液进行回收，在实验室和试点规模上也验证了其可行性（Adam等人，2019年；Guida等人，2020年；Pinelli等人，2022年；Thornton等人，2007年）。除了证明实验可行性外，氨回收技术的经济和环境性能对其在污水处理厂中的广泛应用至关重要。使用技术经济分析（TEA）模型结合电化学建模结果，已经证明了电渗析在氨去除和回收方面的经济优势（Vineyard等人，2020年；Zhang等人，2026a）。此外，我们还通过生命周期评估（LCA）研究比较了电渗析与AS技术的环境可持续性（Zhang等人，2026b）。对于MC技术，已经量化了与氨回收相关的从摇篮到坟墓的环境影响（Nagy等人，2023年）。此外，还使用基于过程的模拟模型评估了基于MC的氨回收的经济性能（Noriega-Hevia等人，2021年；Rongwong等人，2022年）。通过综合TEA和LCA框架，将IE的经济和环境效益与传统的硝化-反硝化和厌氧氨氧化氮去除工艺进行了对比（Lin等人，2016年）。
总体而言，这些研究为先进氨回收技术的经济和环境性能提供了宝贵的见解。然而，预处理方法、范围覆盖和系统边界的差异导致库存数据存在较大差异，这使得跨技术直接比较总体经济和环境结果变得复杂。为了解决这一问题，本研究开发了全面的TEA和LCA模型，系统地评估了这些技术的经济和环境性能。此外，TEA和LCA的结果与基准AS技术进行了对比，并研究了性能提升的潜在策略。这些发现为这些氨回收技术的进一步发展提供了有价值的指导。

**2. 方法**
2.1. 系统配置
三种技术的系统配置基于实验设置，如图1所示。基准电渗析堆栈基于一个包含50对电池的试点规模系统（Xiao等人，2023年）。整个堆栈包括12平方米的阳离子交换膜（CEMs）和阴离子交换膜（AEMs），以及钛电极、聚乙烯（PE）间隔器和PE堆栈外壳（Xue等人，2023年）。在进料流速为1.6立方米/小时的条件下，该系统的氨回收率为3.18千克/小时。为了保持膜性能，每次循环后使用NaOH和HCl溶液进行化学清洗（Xiao等人，2023年）。基准MC系统基于全规模设置，使用两个14 × 28英寸的模块进行氨回收（Ulbricht等人，2013年）。在这种配置中，进料液被引入模块的外壳侧，在那里氨离子通过提高pH值和温度转化为氨。产生的氨通过疏水膜扩散并与流经内腔侧的酸溶液反应。为了处理10立方米/小时的进料流速并实现9.38千克/小时的氨回收率，系统使用了440平方米的聚四氟乙烯（PTFE）膜，这些膜封装在聚氯乙烯（PVC）外壳中。加入氢氧化钠以保持进料液的pH值高于9，并使用硫酸捕获氨（Ulbricht等人，2013年）。基准IE系统基于一个试点规模设置，由两个高度为1.8米、内径为0.6米的柱子组成（Thornton等人，2007年）。每个柱子包含290千克的沸石，封装在聚甲基丙烯酸甲酯（PMMA）外壳中，从0.5立方米/小时的进料流速中实现0.21千克/小时的氨回收率。在吸附过程中，进料液向下流经柱子，氨离子在沸石表面与钠离子交换。每次循环后通过向上冲洗NaOH和HCl溶液进行再生和清洗（Guo等人，2007年；Thornton等人，2007年）。再生过程通过用钠离子替换吸附的氨离子来恢复沸石的交换能力。所有三种技术都采用超滤作为预处理步骤，以去除悬浮固体（Zarebska等人，2015年）。基准超滤系统基于一个试点规模配置，使用聚醚砜（PES）膜封装在PVC外壳中（Pérez等人，2022年）。膜表面积根据相应的进料流速进行缩放，电渗析为51平方米，MC为320平方米，IE为16平方米。加入FeCl3作为混凝剂以增强颗粒物去除效果。膜清洗使用柠檬酸、HCl、NaOH和NaOCl溶液进行（Pérez等人，2022年）。详细配置参数见表S1。

**2.2. 目标和范围**
根据每种技术的配置，为其开发了从摇篮到坟墓的LCA和TEA模型。功能单位定义为一千克回收的氨离子。系统边界包括生产、使用和寿命结束（EoL）阶段，如图S1所示。生产阶段包括生成材料的所有制造过程。使用阶段考虑了回收过程中的材料和能源消耗。EoL阶段考虑了废物组分的处置，假设填埋是主要的废物管理策略（Xue等人，2023年）。TEA模型包括资本、运营和处置成本。资本成本包括回收单元、液体泵和储罐的支出。运营成本包括保险、化学品、能源、维护和劳动力，而处置成本代表与废物管理相关的费用。

**2.3. 生命周期评估模型**
生命周期清单（LCI）分析采用混合方法，生产和EoL阶段的数据来自专业的GaBi和Ecoinvent V3.9数据库。使用阶段的数据主要基于基准系统配置进行计算。无法通过实验测量的参数通过过程模型估算，并补充来自已建立数据库的数据。
每种技术的材料输入根据其相应的基准配置确定：
(1) \(M_{mat,total}/M_{NH_4^+,\text{life}}\)，其中 \(M_{mat,total}\) 表示每个单元的总材料输入；\(M_{NH_4^+,\text{life}\) 表示每个单元在其运行寿命期间回收的氨的总质量。
化学物质消耗通过以下公式计算：
(2) \(M_{che,total}/M_{NH_4^+,\text{life}}\)，其中 \(M_{che,total}\) 表示每个单元在其运行寿命期间所需的化学物质总量。
为了确定能源输入，本研究开发了多种能源消耗模型。对于MC，总能源需求包括热能和电能。提高进料液温度所需的热能使用显热方程估算（Kar等人，2023年）：
(3) \(Q_{mc}=m_{fd}cp\Delta T/M_{NH_4^+,\text{hour}\)，其中 \(m_{fd}\) 是进料液的质量流量；\(\Delta T\) 表示所需的温度升高；\(cp\) 表示比热容；\(M_{NH_4^+,\text{hour}\) 表示每小时回收的氨的质量。MC的电能消耗用于克服外壳和内腔侧的压降（Rongwong等人，2022年）：
(4) \(E_{mc}=N_{mc}(Q_{fd}\Delta P_{\text{shell}}+Q_{acid}\Delta P_{\text{lumen}}/\eta M_{NH_4^+,\text{hour}}\)，其中 \(N_{mc}\) 表示MC模块的数量；\(Q_{fd}\) 和 \(Q_{acid}\) 分别表示进料液和酸溶液的流量；\(\Delta P_{\text{shell}}\) 和 \(\Delta P_{\text{lumen}}\) 分别表示外壳侧和内腔侧的压降；\(\eta\) 是泵的效率。
电渗析的能源消耗主要来自堆栈的电能消耗。电能对应于氨传输所需的工作，通过以下公式估算（Tahmid等人，2024年）：
(5) \(E_{ed}=U_{st}I_{st}/1000M_{NH_4^+,\text{hour}\)，其中 \(I_{st}\) 表示堆栈电流；\(U_{st}\) 表示堆栈电压。电渗析克服压降所需的额外能量根据堆栈两侧的压差计算。电渗析的总能源输入表示为：
(6) \(E_{ed}=N_{ed}Q_{fd}\Delta P_{st}\eta M_{NH_4^+,\text{hour}+E_{st}\)，其中 \(N_{ed}\) 表示电渗析堆栈的数量；\(\Delta P_{st}\) 是堆栈的压降。
IE的能源消耗主要归因于克服柱子压降的需要。IE柱子的压降可以使用Ergun方程估算（Huang等人，2023年）：
(7) \(\Delta P_{ie}=0.15L\mu_s(1-\epsilon)^2vs\epsilon^3D_z^2+1.75\times10^{-3}L\rho_s(1-\epsilon)^2vs2\epsilon^3D_z\)，其中 \(L\) 是床层高度；\(\mu_s\) 是溶液的动态粘度；\(\epsilon\) 是床层孔隙率；\(D_z\) 是交换介质的颗粒直径；\(\rho_s\) 是溶液的密度；\(v_s\) 是溶液的表观流速。IE的总能耗计算方法如下（Zarebska等人，2015年）：(8) Eie = Nie(QfdΔPad + QregeΔPrege)ηMNH4+, hour，其中Nie表示IE柱的数量；Qrege是再生溶液的流速；ΔPad和ΔPrege分别代表吸附和再生过程中的压力损失，这些值是通过方程（7）计算得出的。超滤预处理的能耗包括驱动渗透液通过膜所需的能量以及克服模块压力损失所需的能量。超滤的总能耗估计方法如下（Pérez等人，2022年；Zarebska等人，2015年）：(9) Euf = Nuf(QfdΔPuf + QpermΔPtm)ηMNH4+, hour，其中Nuf表示超滤模块的数量；ΔPuf是模块的压力损失；ΔPtm是跨膜压力；Qperm是渗透液的流速。基于库存数据，使用GaBi软件开发了生命周期评估（LCA）模型。所有相关的影响类别均采用ReCiPe 2016年中期生命周期影响评估（LCIA）方法进行评估，包括金属耗竭潜力（MDP）、全球变暖潜力（GWP）、臭氧耗竭潜力（ODP）、颗粒物形成潜力（PMFP）、陆地生态毒性潜力（TETP）、化石耗竭潜力（FDP）、海洋生态毒性潜力（METP）、淡水生态毒性潜力（FETP）、人类毒性潜力（HTP）、海洋富营养化潜力（MEP）、光化学氧化剂形成潜力（POFP）和陆地酸化潜力（TAP）。

2.4. 技术经济分析模型
资本成本包括主要回收单元和辅助设备的投资。电渗析堆栈和MC模块的膜成本计算公式如下：(10) Costmem = Costmem,unit × Amem，其中Costmem,unit是单位膜成本；Amem是总膜面积。外壳成本假设为相应膜成本的1.5倍（Generous等人，2021年）。IE柱的成本估计公式如下（Huang等人，2020年）：(11) Costcol = Costcol,unit × Lcol，其中Costcol,unit表示单位柱成本；Lcol代表总柱高度。泵和储罐的成本根据各自的溶液流速进行估算（Rongwong等人，2022年；Wang等人，2019年）：(12) Costaux = αmat × αbase × Qs × αsf，其中αmat是材料调整系数；αbase是基础成本系数；αsf是基础成本缩放系数；Qs是溶液流速。总资本成本计算公式如下：(13) Costtc = Costaux + Costmu，其中Costaux和Costmu分别代表辅助设备和主要回收单元的成本。总资本成本在设备使用寿命内摊销（Vineyard等人，2020年）：(14) Costcap = Costtci × (1 ? (1 + i)?n) × MNH4+, year，其中Costcap表示摊销后的资本成本；i代表利率；n是设备使用寿命；MNH4+, year是每年回收的铵离子量。化学成本根据化学投入和相应的市场价格计算：(15) Costche = Costche,unit × Mch，其中Costche,unit是化学物质的单位成本。能源成本根据电力消耗和电价确定：(16) Costec = Costec,unit × Ei，其中Costec,unit是电价；Ei表示每种技术的电力消耗。维护、更换和保险成本估计为总资本成本的固定百分比（Generous等人，2021年；Kar等人，2023年）：(17) Costmt = αmt × Costtc / MNH4+, year；(18) Costrep = αrep × Costtc / MNH4+, year；(19) Costins = αins × Costtc / MNH4+, year，其中αmt、αrep和αins分别代表维护、更换和保险的成本系数。劳动力成本根据进料流速和铵浓度差估算（Generous等人，2021年）：(20) Costlb = Costlb,unit × Cfd ? Cd，其中Costlb,unit是每立方米进料溶液的单位劳动力成本；Cfd和Cd分别是进料溶液和稀释溶液中的铵浓度。废物处理成本通过将单位处理成本乘以废物材料数量来计算（Huang等人，2020年）：(21) Costwd = Costwd,unit × Mwd，其中Costwd,unit是单位废物处理成本；Mwd表示产生的废物材料量。运营成本通过汇总所有重复性成本组成部分来计算：(22) Costop = Costche + Costec + Costlb + Costmt + Costrep + Costins。总回收成本通过将LCI数据输入到Microsoft Excel中实现的TEA模型中进行计算。TEA模型中使用的详细假设参数在表S2中提供。

进行了敏感性分析，以研究主要输入参数对TEA和LCA结果的影响。此外，还进行了不确定性分析，以进一步检查库存数据不确定性对所建立建模框架的稳健性的影响。

3. 结果与讨论
3.1. 铵回收技术的库存分析
三种技术相关的所有材料和能源投入都汇编在LCI结果中。如表1所示，电渗析的化学消耗最低，因为它在直接回收过程中不需要化学添加剂。MC的化学需求最高，主要是由于需要硫酸来维持溶液pH值低于1.5，这是确保高效吸收氨所必需的。IE也涉及大量的化学物质使用，其中氢氧化钠是主要贡献者，主要用于再生耗尽的沸石。电渗析的主要材料投入是PVC，MC是PTFE，IE是沸石。就能源需求而言，电渗析的电力消耗最高，为3.3 kWh/kg NH4+，主要是由于堆栈内的能量密集型离子传输；而压力损失的贡献相对较小，仅为0.3 kWh/kg NH4+。相比之下，MC和IE的电力消耗都很低，主要是由于克服压力损失。除了电力外，MC还需要大量的热能来提高进料溶液的温度。由于所有回收系统都假设集成到现有的废水处理设施中，热能由现场的热电联产系统提供，因此在基线MC配置中不会增加额外的经济或环境负担（van Zelm等人，2020年）。与电渗析和MC系统相比，IE的超滤预处理涉及的化学物质使用量和能源消耗更高，这主要是由于基线IE配置中进料铵浓度较低和铵回收率较低。

表1. 三种技术的生命周期投入库存数据（ED：电渗析，UF：超滤）。

| 技术 | 化学品 | 单位 | kg/kg NH4+ |
|---------------|----------------------------|----------------|-------------|
| 电渗析（ED） | FeCl3 | 1.0E-03 | |
| | 氯化铁 | |
| | 超滤预处理中使用的混凝剂 | 2.1E-03 | |
| | 柠檬酸 | |
| | 8.9E-04 | |
| | 超滤膜的清洁剂 | 1.8E-03 | |
| | NaOH | 3.4E-02 | |
| | pH调节和再生用HCl | 1.6E-02 | |
| | 2.4E-02 | |
| | NaOCl | 1.0E-02 | |
| | 2.0E-02 | |
| | 超滤膜的清洁剂 | 4.9E-02 | |
| | H2SO4 | 0.0E+00 | |
| | 4.3E+00 | |
| | 氨气吸附用的化学品 | 0.0E+00 | |
| | PES | 1.3E-04 | |
| | 2.7E-04 | |
| | MC | 1.5E-04 | |
| | PTFE | 4.4E-04 | |
| | 7.1E-04 | |
| | 超滤和接触器外壳用的材料 | 2.5E-05 | |
| | 8.6E-04 | |
| | PMMA | 0.0E+00 | |
| | 8.8E-03 | |
| | 离子交换柱外壳用的材料 | 6.9E-05 | |
| | 0.0E+00 | |
| | 链离子交换介质 | 1.2E-05 | |
| | 0.0E+00 | |
| 电渗析（IE） | 水 | 1.0E-01 | |
| | 2.1E-01 | |
| | 4.8E-01 | |
| | 超滤预处理的电力 | 3.3E+00 | |
| | 回收过程的电力 | 6.0E-01 | |
| | 0.0E+00 | |
| | 1.9E+00 | |
| | 氨气提取的热量需求 | 10.0E+00 | |
| | 0.0E+00 | |
根据库存数据，量化了三种技术的从摇篮到坟墓的能源消耗，如图2所示。电渗析的总能源需求最低，分别比MC和IE降低了约54%和60%。在所有技术中，使用阶段是总能源消耗的主要贡献者。为了进一步阐明这一点，进行了详细分析以确定使用阶段内的关键贡献因素。在电渗析中，堆栈电力是主要贡献者，因为需要能量来传输铵离子。相比之下，MC的能源消耗主要归因于硫酸和氢氧化钠的使用，反映了运行期间的高化学需求。对于IE，用于沸石再生的氢氧化钠构成了使用阶段的主要能源负担。这些发现突显了电渗析作为更节能的铵回收方法。详细的初级能源消耗结果在表S3中呈现。

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图2. 三种铵回收技术的初级能源消耗。

3.2. 生命周期影响评估和技术经济结果
为了评估不同生命周期阶段和输入组成部分对经济和环境性能的影响，对三种技术进行了贡献分析。图3（a-c）中的图案化条形图表示与不同生命周期阶段相关的环境影响，而彩色条形图表示各个组成部分的贡献。对于电渗析，使用阶段在所有13个环境影响类别中都是主要贡献者，占总影响的80.13%到99.80%。这种主导地位主要是由于堆栈电力消耗和超滤预处理所需的化学投入。堆栈电力使用是GWP、PMFP、FDP、MEP、MDP、POFP、ODP和TAP的主要热点，贡献范围从55.43%到92.37%。超滤预处理的化学投入在FETP、FEP、HTP、METP和TETP中占主导地位，贡献范围从57.29%到87.30%。由于废物产生量有限，EoL阶段在所有影响类别中的贡献可以忽略不计。生产阶段在大多数影响类别中的影响很小，除了ODP，它占总影响的19.87%。这种影响主要归因于离子交换膜的制造。对于MC，使用阶段在13个类别中的12个类别中占主导地位，贡献范围从95.78%到99.81%，而ODP主要受生产阶段的影响。这一例外主要是由于MC模块的材料投入，它在ODP中的影响值占57.64%。在其余12个类别中，使用阶段的主导地位主要是由于化学物质的高消耗，特别是氢氧化钠和硫酸，贡献范围从77.74%到97.06%。在IE中，使用阶段在所有类别中占主导地位，贡献范围从63.53%到96.26%，这主要是由于氢氧化钠的高消耗，用于沸石再生需要2.76 kg/kg NH4+。IE的生产阶段与电渗析和MC相比影响较大，其中MDP的贡献最高，为33.42%，主要是由于沸石的生产。按生命周期阶段和输入组成部分分类的详细环境贡献结果分别在表S4和S5中呈现。

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图3. （a）电渗析（ED）、（b）MC和（c）IE的生命周期环境影响贡献。图案化条形图表示生命周期阶段的贡献，彩色条形图表示输入类别。

三种技术的经济性能贡献分析在表S6中呈现。对于所有三种技术，回收运营成本是总回收成本的主要贡献者，占电渗析的73.84%，MC的83.96%，IE的62.85%。在资本和运营支出方面，回收过程始终比预处理步骤贡献更多，这强调了提高这些技术的经济性能主要取决于回收过程中的成本降低。经济贡献进一步按输入类别进行了分析。对于电渗析，能源成本是主要贡献者，占总回收成本的64.78%，主要是由于堆栈的高电力需求。在MC系统中，化学成本占最大份额，为79.21%，主要是由于氢氧化钠和硫酸的大量消耗。对于IE，化学成本也是主要贡献者，占总回收成本的55.15%，主要是由于再生溶液的使用。为了评估经济和环境性能，通过总回收成本和相应的环境影响对三种技术进行了比较。图4（a）按生命周期阶段（包括生产、预处理和EoL）对LCIA结果进行了比较。电渗析在所有类别中的影响值最低，与MC相比降低了40.53%到97.58%，与IE相比降低了59.74%到97.96%。这些降低主要归因于回收阶段较低的环境负担。电渗析在回收阶段的较低环境影响主要归因于其较少的化学物质使用，尽管其电力需求相对较高。具体来说，电渗析回收过程中产生的GWP仅为0.01 kg CO2eq/kg NH4+，远低于MC的2.29 kg和IE的3.65 kg。尽管电渗析堆栈的电力消耗为1.61 kg CO2eq/kg NH4+，高于MC的0.30 kg和IE的0.01 kg，但大幅减少的化学投入抵消了这些排放，导致较低的影响值。在所有13个影响类别中，MC在GWP、FDP、FETP、FEP、METP、MEP和TETP中的影响值低于IE，降低范围从10.98%到43.96%。GWP和MEP的较低值主要是由于回收过程中氢氧化钠的消耗减少，而其余类别则受到IE技术中沸石生产相关环境负担的影响。相比之下，MC在PMFP、HTP、MDP和TAP中的影响值高于IE。PMFP、HTP和MDP的较高影响归因于硫酸的大量使用，而较高的ODP与膜生产相关的环境影响有关。

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图4. （a）环境和（b）三种技术的经济性能比较。图4（b）按个别成本组成部分对总回收成本进行了比较。电渗析的总回收成本最低，为0.63美元/kg NH4+，比MC的1.89美元降低了66.85%，比IE的2.72美元降低了76.98%。电渗析的最低总回收成本主要归因于其极低的化学成本，这显著低于MC和IE。在能源使用方面，MC和IE的能源成本分别为每千克NH4+ 0.10美元和0.06美元，而电渗析的成本为0.41美元。就资本、维护、更换、保险、劳动力和处置成本而言，IE的成本高于电渗析和MC。IE较高的资本成本主要是由于其主要回收系统的巨额投资，总计为每千克NH4+ 0.53美元。这也增加了相关的维护、更换和保险成本。IE较高的劳动力成本主要是由于系统的复杂性，该系统涉及吸收和再生过程。IE的处置成本因材料需求的增加而上升，特别是由于使用了沸石。值得注意的是，IE的资本成本为每千克NH4+ 0.67美元，是电渗析的6.85倍，是MC的3.98倍。然而，IE系统的总资本支出为7627美元，比电渗析低50.12%，比MC低89.19%。这种差异主要是由于IE基线系统的铵回收率显著较低，仅为电渗析的6.60%，MC的2.24%。因此，IE的资本成本（按每千克回收的铵计算）高于电渗析和MC。总体而言，比较分析突显了电渗析相对于MC和IE的经济和环境优势，表明其作为更经济高效和环保的铵回收技术的潜力。详细的比较经济结果见表S7。

值得注意的是，在基线MC配置中，假设热需求完全由现场联合热电系统的余热提供。对于配备此类系统的污水处理厂（WWTPs）来说，这一假设是现实的。然而，在没有联合热电单元的实际安装中，可能需要额外的热输入，从而引入额外的经济成本和环境负担。为了进一步评估在这种条件下的MC的整体性能，通过考虑三种替代热源（天然气、电驱动的热泵和低品位蒸汽）提供的补充热来评估TEA和LCA结果。如表S8所示，考虑到额外的热需求会导致总回收成本和环境影响的明显增加。当热需求由天然气提供时，MC的GWP、FDP和POFP相比IE有额外的增加，而在基线比较中并未观察到这些增加。当热需求由电驱动的热泵和低品位蒸汽提供时，MC在13个评估的环境类别中有12个类别的总回收成本和影响值更高。这些结果表明，热需求是影响MC在实际应用中整体经济和环境性能的关键限制因素。

在这项研究中，对三种铵回收技术的经济和环境性能的比较仅限于工艺级别的分离。未考虑下游的后处理步骤，包括运输、储存和富铵溶液的升级。当这些技术应用于WWTPs时，它们可以通过替代传统的哈伯-博施（Haber-Bosch）氨生产过程来产生额外的经济和环境效益，从而提供更广泛的系统级优势。因此，未来的研究应扩展系统边界，以在考虑下游过程和相关效益的全面氮资源回收框架内评估铵回收技术。

3.3. 敏感度和不确定性分析
操作和设计参数，包括膜寿命、沸石耗尽、清洁频率和利率，通过影响污染行为和清洁化学品的使用强度，从而对铵回收过程产生显著影响，进而影响TEA和LCA结果。为了评估关键输入变量的影响，根据各自的操作范围变化每个参数进行了敏感性分析，如表S9所示。评估的参数包括能源消耗、化学品使用量、材料寿命和利率。如图5(a)所示，电渗析的LCIA结果对能源消耗的变化非常敏感，在13个类别中有12个类别表现出高敏感性。这种敏感性主要是由于回收过程中的高电力需求及其对这些类别的显著贡献。唯一的例外是FEP，其对化学品使用量和材料寿命的变化敏感性较低，因为磷相关排放受电力生成的影响较小。图5(b)表明，MC的环境影响对化学品输入的变化更为敏感，在13个类别中有12个类别如此。对于ODP，MC对材料寿命的变化更为敏感，这归因于膜生产对此类别的显著贡献。对于IE，如图5(c)所示，LCIA结果在13个类别中有12个类别对化学品输入的变化最为敏感，这是由于再生过程所需的相当大的化学品需求。唯一的显著例外是MDP，其对材料寿命的敏感性较低，主要是由于沸石生产对此类别的较高贡献。参数变化对三种技术经济性能的影响如图5(d)所示。对于电渗析，材料寿命的变化导致总回收成本的最大变化，范围从基线的95.34%到108.73%，其次是能源消耗，变化范围在97.01%到102.99%之间。在MC中，化学品使用量的变化对总回收成本有显著影响，导致变化范围在87.51%到112.49%之间。对于IE，总回收成本对化学品消耗和材料寿命的变化更为敏感，相应变化范围分别为96.39%到103.61%和96.99%到104.85%。环境影响和总回收成本的详细敏感性分析结果分别见表S10和S11。

为了评估关键参数的不确定性对经济和环境性能的综合影响，使用了蒙特卡洛模拟进行了不确定性分析。模拟包括1000次迭代，输入参数根据正态分布变化。如表S12所示，TEA和LCA模拟结果的标准差在所有类别中范围从0.29%到4.32%，表明尽管库存输入存在变化，环境影响和总回收成本仍然稳定。总体而言，模拟结果突显了本研究中进行的TEA和LCA模型的稳健性，这些模型可以用于支持这些铵回收技术的进一步发展。

3.4. 基准测试和未来展望
为了评估三种铵回收技术在商业应用中的经济和环境可行性，通过将TEA和LCA结果与传统的AS过程（Kar等人，2023年）进行比较进行了基准测试分析。用于建模AS过程的详细库存数据见表S13。如表S14所示，所有三种技术的总回收成本均低于AS。在环境性能方面，电渗析在所有类别中的影响值均低于AS，主要是因为其减少了化学品消耗。相比之下，MC和IE技术的环境性能相对较差，MC在所有13个类别中都显示出更高的影响值，IE在12个类别中如此。MC的环境负担主要归因于其较高的碱需求用于pH调节和捕获氨所需的额外酸消耗。对于IE，较高的环境影响主要是由于再生过程所需的相当大的化学品需求。

结果突显了电渗析相对于MC、IE和当前测试条件下的基线AS技术的经济和环境优势。然而，不能简单地得出电渗析本质上优于其他先进铵回收技术的结论。尽管本研究在所有技术中采用了统一的功能单元和系统边界以便进行合理比较，但由于技术成熟度的不同，铵回收率和系统规模存在显著差异。随着这些技术向更大规模的实施发展，预计库存数据将随着系统规模的扩大和回收性能的提高而发生显著变化，可能导致资本投资、运营成本和环境负担在每千克回收的铵方面出现显著差异。因此，需要进行更大规模的先进铵回收技术示范，并结合全面和协调的性能评估，以准确评估其在商业规模上的经济和环境性能。

尽管这三种先进铵回收技术相比AS展示了经济优势，但本研究也揭示了它们在当前发展阶段的几个局限性。对于MC和IE，回收过程中的高化学品消耗是一个主要限制。此外，对于MC，所需的热需求引入了额外的基础设施要求，并增加了环境负担。对于电渗析，主要限制在于放大挑战。随着系统容量的增加，控制电力需求变得越来越困难，可能导致环境和经济负担的增加（Qasem等人，2020年）。电渗析和MC技术的另一个限制是膜污染。虽然超滤预处理可以在短期测试中减轻污染，但在长期连续运行下污染仍然不可避免。长时间运行可能导致严重的污染积累，从而缩短膜寿命并降低铵回收效率，进而增加运营成本和相关环境负担。

近年来，大量的研究工作集中在过程优化上，以提高整体性能并促进这些技术向商业应用的过渡。对于电渗析，研究主要集中在减少能源消耗上。van Linden等人在电渗析堆栈中采用了动态电流密度控制，实现了运行时间减少75%和电力消耗减少11%（van Linden等人，2019年）。Xiao等人实施了三段式逆流操作模式，使能源消耗减少了32%（Xiao等人，2023年）。此外，将双极和单价选择性膜集成到电渗析堆栈中已被证明可以提高铵回收效率并减少能源消耗（Van Linden等人，2020年；Ye等人，2019年）。关于MC的研究集中在减少pH调节和氨捕获过程中的化学品使用量上。Noriega-Hevia等人研究了进料溶液的最佳pH值以最小化化学品需求（Noriega-Hevia等人，2021年）。Zhang等人将CEM集成到MC系统中，使碱和酸的消耗分别减少了32.7%和34.9%（Zhang等人，2023年）。Shi等人对进料溶液进行了曝气处理，减少了pH调节过程中的化学品需求（Shi等人，2022年）。此外，Zhu等人报告说增加进料速度可以提高铵回收效率并减少总体化学品消耗（Zhu等人，2024年）。对于IE，研究致力于提高铵回收和再生效率。Guida等人优化了再生接触时间以提高再生效率并减少所需的交换介质和再生剂溶液的数量（Guida等人，2021年）。Pinelli等人使用chabazite和phillipsite的混合物改善了吸附性能（Pinelli等人，2022年），而Medri等人确定了用于大规模应用的有前景的替代材料（Medri等人，2022年）。Apraku等人使用了负载锌的阳离子交换树脂并配合电辅助再生，实现了化学品需求的减少和再生效率的提高（Apraku等人，2024年）。总的来说，这些研究进展预计将大大缓解当前的局限性，并提高电渗析、MC和IE技术在商业规模应用中的潜力。

4. 结论
本研究开发了从摇篮到坟墓的LCA和TEA模型，以评估三种先进铵回收技术的经济和环境性能。在这三种技术中，电渗析的总回收成本最低，环境影响最小，主要是因为其在回收过程中的化学品需求较低。为了进一步评估它们在商业应用中的可行性，将LCA和TEA结果与基线AS技术进行了基准测试。LCA基准测试分析表明，电渗析在所有类别中的影响值最低，而MC和IE显示出更高的总体环境负担。在经济性能方面，所有三种技术都与基线AS技术相比具有可行性。尽管这些技术具有令人期待的经济优势，但仍需进一步的研究和系统规模的扩大来验证其在更大范围内的适用性，因为目前的实施水平仍处于相对较低的技术成熟度阶段。敏感性分析表明，通过降低电渗析的能耗以及减少MC和IE过程中化学品的使用量，未来可以实现改进。随着系统设计和规模扩大的持续进展，这些技术有望成为未来商业氨回收领域的可行替代方案。

**CRediT作者贡献声明：**
- 张正文（Zhengwen Zhang）：撰写、审稿与编辑、初稿撰写、可视化、验证、软件开发、资源管理、方法论研究、数据分析、概念构建。
- 苏博曼（Boman Su）：软件开发、方法论研究、概念构建。
- 盛蔷（Qiang Zhai）：资源管理、方法论研究、概念构建。
- 崔贤珠（Hyuck Joo Choi）：资源管理、方法论研究。
- 穆罕默德·塔米德（Mohammed Tahmid）：资源管理、方法论研究。
- 马塔·C·哈泽尔（Marta C. Hatzell）：项目监督、项目管理、方法论研究。
- 罗杰·H·弗伦奇（Roger H. French）：项目监督、项目管理、方法论研究、资金筹集。
- 元克里斯（Chris Yuan）：撰写、审稿与编辑、项目监督、资金筹集、概念构建。