王子琪，馬顥菲，苑 鵬,2,*，沈伯雄,2,*，武兵強，張威力

（1.河北工業(yè)大學能源與環(huán)境工程學院 天津市清潔能源利用與污染物控制重點實驗室,天津 300401；2.中華全國供銷合作總社天津再生資源研究所,天津 300191；3.先進鋼鐵流程及材料國家重點實驗室 鋼鐵研究總院,北京 100081；4.清華大學 環(huán)境學院,北京 100084）

鋼鐵行業(yè)是中國經濟發(fā)展的重要支柱產業(yè)之一，其典型生產工序是由燒結、球團、焦化、煉鐵、煉鋼等多個單元構成[1]。煉鐵工序對于鋼鐵產品質量具有決定性，在鋼鐵生產過程中發(fā)揮著關鍵作用。該工序的原料消耗在整個流程的原料成本中占比高達73.50%[1]；煉鐵過程中因煤、焦的大量使用而產生的污染物（CO2、NOx、SO2、TSP 等）在鋼鐵生產全流程排放中占比較高[2]。其中，鐵前工序的碳排放量占全流程碳排放量的87%以上[3]。因此，面對全球氣候變暖等問題，中國明確提出“碳達峰”、“碳中和”的遠景目標，推動綠色低碳轉型將成為中國鋼鐵工業(yè)實現(xiàn)可持續(xù)發(fā)展的必由之路。

生物質主要是指地球上由光合作用獲得能量的有機體。中國生物質資源多種多樣，其中，51.3%為秸稈廢棄物，13.8%為林間廢棄物[4]。作為一種廉價易得的可再生資源，生物質能的開發(fā)和利用是當今世界新能源研究的熱點之一，主要涉及生物柴油、生物質合成氣等方面[5]。此外，相比于煉鐵工序中通常采用的煤炭、焦炭等常規(guī)燃料或還原劑，生物質具有碳中性、硫含量低、灰分低、揮發(fā)分高且低溫（600 ℃）還原性高等優(yōu)點[6]。目前，生物質在焦化、燒結、高爐及非高爐等工藝中的研究及應用已受到廣泛關注[7]。例如，將生物質壓成一定大小的顆粒替代部分焦煤[8]，將生物炭用于燒結礦生產以有效降低燒結工序CO2、NOx、SO2等污染物的排放[9]，以及在高爐噴吹工藝中利用生物質炭替代煤粉[10]。然而，制備生物炭的過程會產生額外的能源消耗。相比之下，將原生生物質與煤粉混勻后用作高爐噴吹燃料，以及原生生物質替代煤/焦粉用于直接還原煉鐵等生物質直接參與煉鐵的工藝，因無額外的生物質炭化過程而受到廣泛關注[11,12]。整體而言，生物質參與的煉鐵工藝具有緩解煤炭等化石資源消耗、壓縮煉鐵成本以及降低碳排放等潛力，符合鋼鐵行業(yè)綠色低碳發(fā)展的趨勢。然而，由于原生生物質體積相對較大，存在明顯的季節(jié)性和區(qū)域性，成分復雜且固定碳含量較低，使得原料的儲運、預處理技術、熱利用過程機制等成為制約生物質廣泛用于煉鐵的主要因素[13]。因此，系統(tǒng)探究生物質的典型熱利用方式、反應機理以及污染物的釋放規(guī)律與減排策略等，已成為進一步優(yōu)化其在煉鐵中的應用效果所需關注的重點。

本綜述主要針對廉價易得的農林生物質展開研究，從生物質直接參與煉鐵時涉及的熱解和燃燒這兩個主要的反應過程入手，詳細分析兩個過程中的反應機理和污染物排放機制等；針對高爐噴吹生物質燃料和生物質還原劑的直接還原煉鐵這兩個典型工藝，從工藝概況、反應過程及污染物生成機理等層面開展系統(tǒng)剖析；對生物質直接參與煉鐵的上述兩個典型工藝的機理、優(yōu)勢以及經濟適用性進行總結，并對其深度減排策略進行展望。旨在強化生物質替煤代焦用于煉鐵的高效性、清潔性和可行性，對于推動鋼鐵行業(yè)的源頭節(jié)能減排具有重要的科學價值和現(xiàn)實意義。

1 生物質熱利用過程分析

熱化學利用是目前生物質的主要利用方式之一[14]，其利用方式主要分為直接燃燒、熱解、氣化和水熱處理等（圖1）。直接燃燒作為最簡單的生物質熱化學轉化技術，被廣泛用于獲取熱能、動能及電能，但容易造成環(huán)境污染；生物質熱解受生物質自身性能以及熱解條件影響，可按需制得可燃氣體、生物質燃油、生物質焦等產物；生物質氣化則是在高溫（800-900 ℃）且有氣化劑（O2、CO2、空氣和水蒸氣等）參與的條件下，將生物質轉化為可燃氣體的過程。氣化與熱解的不同在于氣化過程中加入了氣化劑，而熱解則在惰性/真空條件下進行，生物質氣化過程中同時發(fā)生熱解、氣化以及燃燒[4]。水熱法作為一種新興的廢棄生物質處置方式，是將水分含量高的木質纖維素類生物質置于高壓容器內，生物質在催化劑存在的情況下溶于水中，再進一步在液化反應器內經過脫羧反應產生生物油，該方法具有反應溫度低、轉化效率高、節(jié)能等優(yōu)點，但目前多處于實驗室研究階段。綜上所述，本節(jié)將重點對生物質熱解及燃燒這兩個更具應用潛力的熱利用過程展開系統(tǒng)綜述，主要涉及反應過程、中/終產物及污染物釋放機理解析，初步評估其直接用于煉鐵過程的可能性。

圖1 生物質當前熱化學利用技術概述Figure 1 Overview of current thermochemical utilisation technologies for biomass

1.1 生物質熱解

1.1.1 熱解過程解析

生物質熱解是在一定溫度和隔絕氧氣兩個基本條件下進行的一種熱利用過程。在適當溫度下，復雜大分子化合物的化學鍵斷裂成為較小分子的揮發(fā)物質，揮發(fā)出來的氣體也會被進一步裂解，最終生成可燃氣、有機液體（焦油）和生物炭等[15]。生物質熱解過程從宏觀層面可主要分為四個階段：預加熱干燥階段（100-130 ℃），生物質中水分蒸發(fā)；預熱解階段（150-300 ℃），生物質中的不穩(wěn)定成分分解成CO、CO2和少量乙酸；固體分解階段（300-600 ℃），生物質中的大分子發(fā)生裂解，大量揮發(fā)分釋放，氣體產物主要有CO、CO2、CH4和H2等，構成熱解油的有機成分和水也在這一步析出；殘?zhí)糠纸怆A段（>600 ℃），溫度的持續(xù)升高使得C-O、C-H 鍵發(fā)生斷裂，揮發(fā)分繼續(xù)析出，熱解油也發(fā)生二次裂解，熱解炭逐漸形成[16]。

此外，由于生物質主要是由半纖維素、纖維素和木質素組成，使得各組分含量不同的生物質之間的熱解過程存在微觀層面的差異性。如圖2 所示，半纖維素首先發(fā)生熱解（225-325 ℃），中間產物為呋喃衍生物，由于其高活性的特點容易二次熱解轉化為氣體[17]；纖維素在300-375 ℃發(fā)生熱解，一種途徑是活性纖維素隨著溫度的升高裂解并聚合為裂解油（主要為左旋葡萄糖）與脫水纖維素，左旋葡萄糖在低溫下與其他中間產物發(fā)生二次熱解形成最終熱解產物；另一種途徑為活性纖維素脫水成為半焦以及穩(wěn)定的氣體如CH4、H2、CO及CO2；木質素在生物質中的穩(wěn)定性最好，木質素的熱解溫度為200-500 ℃，在200 ℃左右發(fā)生氫鍵的斷裂與芳香基的失穩(wěn)，隨著溫度的升高，大分子中的自由基斷裂成為低分子，再進一步通過鍵的斷裂生成低分子化合物，熱解過程中的大部分炭來自于此[18]。在上述工作的基礎上，下文將著重針對生物質熱解過程中的典型氣態(tài)產物及污染物的產生路徑進行梳理與總結。

圖2 生物質中半纖維素、纖維素和木質素熱解過程[17]Figure 2 Pyrolysis processes of hemicellulose,cellulose and lignin in biomass[17]

1.1.2 熱解產物及污染物釋放

在對甘蔗[19]、木屑[20]、稻草[21]等不同生物質熱解產生的固態(tài)、液態(tài)及氣態(tài)產物進行的廣泛研究中發(fā)現(xiàn)，固態(tài)產物主要為焦炭[18,22]；液態(tài)產物主要為生物油，快速熱解有利于生物油的產生[19,22]；生物質熱解產生的氣體產物包括CO2、H2、CO，以及低碳數(shù)碳氫化合物（如CH4、C2H4）和其他氣體[15,22]。研究表明，CO、H2的含量隨著溫度的升高而增加[23]；熱解過程中H2的釋放還與熱解氣氛中H2O的含量成正比[4]；此外，史訓旺等[24]通過研究發(fā)現(xiàn)，NiO-Fe2O3/PG-γ-Al2O3催化劑在提升秸稈熱解氣相產物中CO、H2的含量和燃氣熱值方面表現(xiàn)出較高的促進作用。借助適宜的參數(shù)調控或催化手段，生物質熱解可產生上述具有廣泛應用潛力的還原性可燃氣體，并有效降低溫室氣體的排放風險，具有替代化石類燃料或還原劑的潛力。

生物質中的S 含量明顯低于煤粉，因此，熱解過程S 元素的釋放量很少。S 元素主要以有機S 和無機S 的形式存在于生物質中；溫度<400 ℃時，含S 蛋白質的分解是造成S 釋放的主要原因；400-900 ℃，含S 有機物的分解是S 釋放的主要來源；>900 ℃時，一部分含S 的氣相物質被生物焦的表面活性位點吸附轉變成固態(tài)有機硫，另一部分多以硫酸鹽形式存在于焦炭中[25]。此外，有研究表明[26]，熱解溫度達到400-600 ℃時，生物質中的堿金屬具有固定高價S 的作用；繼續(xù)升溫至700-900 ℃時，低價S 轉化為難分解的噻吩類產物為固硫的主要路徑。

此外，N 的存在形式在生物質與化石燃料中有很大不同，NOx在生物質熱解過程中的生成機理應予以重點關注[25]。生物質中的含N 物質主要為蛋白質及其水解產物，在熱解過程中N-P（蛋白質）受溫度影響轉化為其他形式的N。詹昊等[27]研究發(fā)現(xiàn)，在快速熱解條件下N-P，<500 ℃時NP 及N-I（無機N）轉化為較為穩(wěn)定的吡咯N（N-5）與吡啶N（N-6），隨溫度的進一步升高N-5、N-6 向更穩(wěn)定的季氮（N-Q）與氮氧化物N（N-X）轉化，在此過程中半焦N 逐步減少，焦油N 則先增加后減少，這兩個步驟是NOx前驅物產生的主要途徑[27]。經實驗證明，N-6 高溫熱解產物主要為HCN，N-5 的高溫熱解產物主要為NH3[28]。如圖3 所示，在生物質熱解氣化過程中，NOx前驅物主要在揮發(fā)分析出階段生成。NH3主要是由于初次熱解的水解反應生成[29]，少部分來自二次反應中雜環(huán)N 和HCN 的氫化以及H 自由基重整。與NH3不同，HCN 主要是由焦油N 的裂解與半焦N 的開環(huán)反應以及二次反應期間環(huán)酰胺的熱裂解生成[30]，少部分來自初級反應中N-A 的脫氫。因此，NH3主要在低溫條件下生成，而HCN 主要在高溫條件下生成，大多數(shù)HCN 與HCNO 是由作為主要熱解產物的環(huán)酰胺裂解產生，且HCN/NH3比隨溫度的升高而增加[31]。

圖3 生物質熱解過程中N 元素的遷移規(guī)律Figure 3 Migration law of nitrogen during biomass pyrolysis

此外，熱解氣氛、溫度、升溫速率、原料粒徑及金屬組分，以及熱解前對生物質的預處理均會對NOx前驅物的產生造成影響（表1）。詹昊等[27]的研究發(fā)現(xiàn)，熱解氣氛為CO2時對HCN 的抑制效果更加明顯；H2O 氣氛的增加強化了生成NH3的加氫自由基反應；另一方面，NH3的產率隨溫度的升高而連續(xù)提高，而HCN 的產率則伴隨溫度的升高先增后減。但也有學者發(fā)現(xiàn)，當溫度超過800 ℃后，HCN 產率會隨溫度的升高發(fā)生顯著提升[28]。此外，隨著生物質原料粒徑的升高，HCN 在氣相與半焦孔隙中停留時間延長，強化了氫化生成NH3的反應[32]。通過合理調節(jié)熱解條件，有望科學抑制NOx前驅物的產生。

表1 常見因素對生物熱解過程中NOx 典型前驅物轉化的影響Table 1 Effects of the conventional factors on the conversion of typical NOx precursors during pyrolysis of biomass

除上述熱解條件外，還有學者[40]研究發(fā)現(xiàn)H6K3O7P 與CaO 存在耦合作用，可有效抑制NOx前驅物的生成。此外，適當?shù)念A處理也可以達到抑制NOx前驅物的效果[41]，研究表明，水熱處理后形成的水熱焦樣品較未處理過的原生生物質含N 量明顯降低，從而減少了含N 揮發(fā)分的釋放，使之更多富集在灰分中[42]。

值得一提的是，生物質自身含有的組分也會對NOx前驅物的生成具有一定影響。Ren 等[43]以生物質組分中常見的脯氨酸與谷氨酸作為含N 模型化合物，探究纖維素、木質素及半纖維素對其熱解過程中NOx前驅物轉化的影響。結果表明，對脯氨酸來說，半纖維素、纖維素抑制了吡咯的熱裂解，從而抑制HCN 的生成但利于NH3的生成；過量的半纖維素可促進HCN 的生成而抑制NH3的產生；木質素對促進NH3排放的作用較強，纖維素對抑制HCN 生成的作用更強。對于谷氨酸來說，纖維素、半纖維素以及木質素的存在均會對HCN的生成起到促進作用[44]。Chen 等[45]發(fā)現(xiàn)纖維素在較低加熱速率（<13 ℃/min）下可促進更多的N 存在于焦油內，而木質素在較低加熱速率下促進N 轉化為氣態(tài)產物；除此之外，不同氨基酸對N 的轉化也有不同影響，苯丙氨酸可促進N 在熱解過程中轉化為氣態(tài)產物，谷氨酸促進更多的N 存在于焦油中，兩者都可促進含N 雜環(huán)化合物的形成。天冬氨酸熱解過程中由于其脫氨基反應較弱，因而產生NH3較少，而谷氨酸在高溫區(qū)分解產生的亞胺和胺發(fā)生二次反應，易導致NH3的生成和釋放[46]。綜上，從提升生物質熱解利用率和清潔性等方面考慮，后續(xù)研究和應用過程中應從原料組分、過程調控及多因素影響機制等方面予以重點關注。

1.2 生物質燃燒

1.2.1 燃燒過程解析

直接燃燒是人類利用生物質能最古老的方式，也是生物質熱化學利用最方便快捷的方式[47]。生物質燃燒過程中煙霧和顆粒物較少，與型煤或塊煤相比，具有更好的燃燒可控性和效率[48]。從表2 可以看出，木質生物質較煤粉碳含量和密度低，揮發(fā)分含量高。原生生物質常經過預處理以后再進行直接燃燒利用，以達到充分燃燒的效果[49]。

表2 生物質和煤的組分比較[49]Table 2 Comparison of the composition of biomass and coal[49]

如圖4 所示，生物質燃燒主要分為三個階段[50]。揮發(fā)分析出階段（180-370 ℃）：生物質中揮發(fā)分開始析出，生物質燃料的結構變得蓬松；揮發(fā)分燃燒階段（300 ℃左右劇烈燃燒）：生物質燃料表面的揮發(fā)分首先進行燃燒，隨后燃料內部的揮發(fā)分與氧氣充分結合而發(fā)生劇烈燃燒并大量放熱，為下一階段的焦炭燃燒提供了熱條件[49]；固定碳燃燒階段（370-620 ℃）：揮發(fā)分因燃燒而不斷消耗，氧氣開始接觸到焦炭即發(fā)生焦炭燃燒，在此階段應避免產生的灰分削弱焦炭與氧氣的接觸，需加強攪動。

圖4 生物質燃燒過程Figure 4 Combustion process of biomass fuel

微觀層面[51]，與熱解分解順序相似，生物質中的纖維素與半纖維素先于木質素發(fā)生熱分解，木質素在360-500 ℃燃燒。生物質鍋爐燃燒溫度為800-1000 ℃，低于燃煤鍋爐溫度（1200-1600 ℃）。然而，生物質作為一種可再生資源，較煤等化石燃料具有顯著的可持續(xù)性。另外，從其生長到被利用的全生命周期來看，表現(xiàn)出碳中性的特點，生物質燃燒過程的碳減排優(yōu)勢突出。然而，其中含有的N 和S 等元素在燃燒過程中仍存在轉化為相應有害氣體的風險。因此，生物質燃燒產生污染物的路徑以及減排策略已成為當下關注的研究熱點之一。

1.2.2 燃燒產物及污染物釋放

研究表明[51,52]，生物質燃燒氣體產物為CO、H2O、CO2、NOx、SO2、CH4等，其 中，CO 和NOx最多，其次是CH4和NMVOCs（非甲烷揮發(fā)性有機物）。生物質燃燒產生的醛酮類污染物主要為乙醛、丙醛、甲烯醛，尤以乙醛的排放因子最高，高達147.09-599.10 mg/kg。CO 的生成量與生物質含水量成正比，NOx、SOx的生成量與水分基本無關[53]。

根據2014 年頒布的《鍋爐大氣污染物排放標準》，生物質燃料燃燒NOx質量濃度需低于200 mg/m3，上海甚至要求低于150 mg/m3[54]。因此，掌握生物質燃燒過程中NOx的排放規(guī)律，對能源綠色利用與發(fā)展具有重大意義。馬毓聰[50]對松木屑和稻草顆粒燃燒過程的NOx排放進行了研究（圖5）：揮發(fā)分析出階段：大量的含氮前驅物產生，NH3、HCN 主要為小分子揮發(fā)分N，大分子揮發(fā)分N 冷凝成焦油N，剩余的則為焦炭N；焦油、焦炭大分子物質又可進一步分解為NH3、HCN、HCNO、NO、N2等含N 物質；該階段產生的NH3、HCN 以及少量的HCNO 是生成NO 的主要來源。揮發(fā)分燃燒階段：焦油N 燃燒，含N 組分進一步轉化為NH3、HCN，隨后轉化為NO，HCN 可進一步氧化為N2O 或NO，也可將NO 還原為N2[55]。研究發(fā)現(xiàn)，揮發(fā)分N 比焦炭N 更容易生成NOx[56]。焦炭燃燒階段：焦炭N 生成NO 的機理比較復雜，尚未有清晰的定論。通常認為焦炭N 的直接氧化是NO 生成的主要路線，但也有研究表明焦炭N 先轉化為HCN，再氧化為NO[50]。

圖5 生物質燃燒過程NOx 的生成路徑Figure 5 NOx generation pathways during biomass combustion

從微觀角度看，在揮發(fā)分析出階段，不具有活性側鏈的氨基酸在此階段受熱主要生成HCN，NH3來自具有活性側鏈氨基酸的分解[31]，主要路徑為首先生成環(huán)狀氨基化合物2,5-二酮托派嗪（DKP），DKP 進一步裂解為NH3、HCN、HCNO。在揮發(fā)分和焦炭燃燒階段，有學者[57]認為，雖然揮發(fā)分成分復雜，但在高溫燃燒的條件下以任何形式存在的揮發(fā)分N 受熱都會發(fā)生C 和H 的脫離過程（圖6）并生成NH2和NCO 自由基。隨即由于競爭反應的存在，NCO 自由基不止可以被氧化為NO 或被還原為N2，也可以與NO 反應生成N2O[55]。目前的研究主要集中在揮發(fā)分N 在燃燒過程中的遷移方面，未來需進一步對燃燒過程中焦炭N 的遷移路徑開展相應研究，以充分掌握生物質燃燒時的NOx前驅體生成機制。

圖6 揮發(fā)分N 燃燒路徑Figure 6 Combustion route of volatile N

生物質單獨燃燒時，隨著溫度的升高和空氣過剩系數(shù)的增加，NO 的生成量增加[58]。但也有研究表明[50]，隨著溫度的升高，NO 的釋放量先增加后減少，這可能是由于溫度升高，揮發(fā)分析出階段產生大量的CO、CH4等還原性氣體，使得前段產生的NO 被還原為N2；溫度達到850-1050 ℃時，NH3對于NO 的還原效果最強，且生物焦對于NO的還原效果與溫度成正比；貧燃狀況下NH3與NO 主要發(fā)生還原反應，HCN 也并沒有轉化為NO。隨著氧濃度的升高，燃燒速率增大，活性氧化離子數(shù)量增多，富燃情況下HCN 則主要轉化為NO。此外，生物質含有的灰分中的鈣基物質對于NO的生成有促進作用[55]。整體來看，生物質燃燒時焦炭與揮發(fā)分之間的相互作用對于NO 有抑制效果，該作用強度與溫度和氧濃度成正比。

生物質燃燒過程中S 元素在氣相中主要以SO2的形式析出，在固相中主要以堿金屬硫酸鹽的形式存在[59]。300-500 ℃時，有機S 的分解是揮發(fā)分析出階段S 的主要釋放路徑；隨著溫度的進一步升高，焦炭中的S 基本轉化為硫酸鹽而進入灰分中；當溫度達到950 ℃時，85%的S 得以釋放。該釋放過程以硫酸鹽的分解為主，同時S 元素在硅酸鹽中的存在不穩(wěn)定，也會造成SO2的釋放[60]。Han 等[61]深入研究了壓塊后生物質的固硫特性，與原始生物質粉末相比，壓塊后的生物質燃燒過程中的固硫效果提高了35%。通過燃燒產物XRD 結果發(fā)現(xiàn)，成型燃料較粉末狀燃料有固硫新產物K2Ca2(SO4)3、K2Mg2(SO4)3產生[14]。因此，可將生物質進行壓塊預處理后再用于燃燒，以提高其使用過程中的清潔化水平。

圍繞生物質直接參與煉鐵開展的相關研究發(fā)現(xiàn)，生物質粉末在富氧條件下燃燒溫度可達1500 ℃[62]，可滿足高爐中鐵礦石還原所需的熱力學條件；高爐噴吹生物質與煤粉的混合燃料，可改善煤粉燃燒性能[63]，并起到良好的固硫降碳效果[64]。此外，生物質在熱解以及燃燒過程中都會產生還原性氣體（CO、H2等）參與鐵礦石的還原；當直接利用生物質作為含碳球團非高爐煉鐵工藝中的還原劑時，獲得的金屬率與使用煤、焦等常規(guī)還原劑相當，其在<600 ℃的較低溫區(qū)的還原能力優(yōu)勢尤其突出；升溫過程中生物質熱解與鐵氧化物還原兩個過程存在一定程度的相互促進作用[65]；并且，生物質呈現(xiàn)碳中性，有利于促進其參與的煉鐵過程的CO2減排。綜上，生物質具有部分甚至完全替代煤炭用于煉鐵的潛力。

基于上述生物質熱解及燃燒過程機理及污染物生成規(guī)律的剖析，有必要對高爐噴吹生物質燃料及生物質參與的直接還原煉鐵這兩個生物質直接參與煉鐵的典型工藝從反應過程、污染物生成機理與減排策略等方面進行系統(tǒng)探究，為生物質在當下及未來鋼鐵生產過程中的科學、高效和清潔利用提供更直觀的參考和有力的支撐。

2 高爐噴吹生物質燃料

2.1 工藝概況

高爐噴吹燃料屬于表面燃燒，可擴大燃燒及還原性氣體擴散區(qū)域[66]，使鐵礦還原反應更為充分[67]。目前主要噴吹用的煤種為無煙煤、煙煤和褐煤，生物質與煤粉相比在成本及環(huán)保方面的優(yōu)勢如下：原料廉價易得、潔凈度較高、C、H 元素含量較高；生物炭呈現(xiàn)多孔結構、燃燒性與反應性強等，整體表現(xiàn)出替代或部分替代煤粉用于高爐噴吹的潛力[68]。近年來，在鋼鐵行業(yè)積極響應節(jié)能減排政策的大背景下，生物質與煤粉混合噴吹受到了廣泛關注。與單獨噴煤相比，生物質與煤粉混合噴吹可提高煤粉燃燒性能[67,69]，同時也能獲得與傳統(tǒng)高爐煉鐵法相當甚至更優(yōu)的高品位鐵。下文將重點對原生生物質及生物質炭應用于高爐噴吹的燃燒過程進行解析，并對該過程中污染物產生機理進行概述。

2.2 過程解析

通常，生物質燃料燃燒DTG 曲線（如圖7）多呈現(xiàn)雙峰或三峰特征[70]，雙峰分別為揮發(fā)分釋放與燃燒階段以及固定碳燃燒階段，三峰情況則是多出現(xiàn)了一個水分揮發(fā)階段。生物質燃料H/C 比較高，在燃燒過程中產生CO、H2等還原性氣體達到還原鐵氧化物的效果。Jin 等[71]研究發(fā)現(xiàn)，生物質與煤混燃的失重曲線與生物質單獨燃燒過程相似，存在兩個明顯的失重峰，分屬于揮發(fā)分燃燒階段與焦炭燃燒階段。

圖7 煤和秸稈等生物質單獨燃燒的TG、DTG 曲線[70]Figure 7 TG and DTG curves of individual combustion of coal and biomass[70](a): TG curves;(b): DTG curves

常見的用于噴吹的生物質為木炭以及秸稈類生物質，生物質因其堿金屬含量較多，單獨使用時容易對高爐爐況產生不利影響，因此，生物質常與無煙煤混合用作高爐噴吹燃料[63]。如表3 所示，目前諸多研究已對生物質混煤噴吹在高爐煉鐵中的應用進行了相關研究。

表3 高爐噴吹生物質典型案例概述Table 3 Summary of typical cases of biomass injection in blast furnace

研究表明[72]，由于生物質中乙醚鍵（O=O）的熱穩(wěn)定性低于焦煤中的（C=C），使得生物質與煤的混合燃料的著火點較低。因此，生物質與煤混合噴吹可以獲得良好的燃燒性和高氣化反應性[73,74]，也可抑制煤粉中較高灰分含量對爐況產生的不利影響[75]，延長燃燒時間使燃燒更充分[76]。雖然生物質的固定碳含量較煤粉低，但在焦炭燃燒階段，生物質中揮發(fā)分以及灰分中的K2CO3、Na2CO3促進氧氣與炭表面接觸，降低活化能，從而起到促進燃燒的效果[77]。劉國慶[78]以松木屑為研究對象與煤粉進行混合噴吹燃燒，發(fā)現(xiàn)當松木屑與無煙煤摻混比為80∶20 時，綜合燃燒指數(shù)增長至1.15。

此外，巴西早在2010 年就采用了木炭替代煤粉進行高爐噴吹的方式[79]，目前用作木炭原材料的木材涉及橡木[80]、橄欖樹、桉樹[81]以及松木等[82]。熱解炭化和水熱炭化是目前生物質用于噴吹前最常用的兩種熱處理方式（見表4）。Babichi 等[81]通過研究不同類型木材炭化后的燃燒性能發(fā)現(xiàn)，木炭的燃燒性能與木材類型無關，僅與炭化條件有關。研究表明，500 ℃下熱解1 h 制備的生物質炭的孔隙結構疏松且不規(guī)則，比表面積約為無煙煤的三倍，容易燃燒[68]。在燃燒溫度為500 和600 ℃時，燃盡率最高；在600 ℃，玉米秸稈炭和花生殼炭分別與無煙煤配比為3∶7 時，燃燒率可達77.89%。

表4 生物炭的制備工藝[84]Table 4 Preparation processes of biochar[84]

除常見的木炭外，有研究表明，炭化溫度>500 ℃條件下制備的竹炭結構松散，可磨性提高，利于形成細顆粒噴吹燃料[83]。曾憲燦[67]利用毛竹加工余料，在熱解溫度600 ℃，保溫時間90 min 條件下過篩后制得粒徑為100-200 目的竹炭。當燃燒溫度為850 ℃時，竹炭的燃盡率比無煙煤高26.45%，兩者混合后尤以比例為50/50 時的燃盡率最高；此外，摻入竹炭后，高爐產生的SO2排放量明顯降低。值得一提的是，除單一生物質單獨噴吹及其與煤粉混合噴吹之外，鄭偉成等[84]研究發(fā)現(xiàn)，無花果生物炭與梧桐葉生物炭混合比例為7∶3 時的熱值與煤粉噴吹時的熱值相似。Campos 等[85]對不同生物質的混合燃料進行高爐噴吹的效果開展了研究。結果表明，當噴吹量為50 kg/t HM 時，25%的桉樹皮與75%的木炭混合噴吹，燃燒率較高；當噴吹量為100 kg/t HM 或150 kg/t HM 時，25%甘蔗渣和75%的木炭混合噴吹表現(xiàn)出較好的燃燒率。

2.3 污染物生成機理

雖然生物質自身S 含量以及灰分含量較煤炭低，但考慮到原生生物質熱值較低，在保證混煤噴吹與煤炭同等發(fā)熱量的條件下，折算后的含S 物質排放也需引起注意。生物質單獨噴吹時，其燃燒過程相當于生物質快速燃燒。如圖8 所示，該燃燒過程中S 的遷移路徑為生物質原料中的蛋白質硫、硫脂質以及K2SO4在揮發(fā)分析出階段揮發(fā)出氣相S，剩余的焦炭S、K2S、CaS、K2SO4在焦炭燃燒階段生成SO2，剩余的K2SO4和CaSO4則進入到灰分中。

圖8 生物質單獨燃燒時S 元素的遷移路徑Figure 8 Migration pathways of S during the combustion of biomass

SO2排放是煤和生物質共同燃燒時的一個重要問題。生物質中較高的堿金屬含量可能會影響SO2排放，同時堿金屬硫酸鹽的形成也增加了高爐結渣的可能性[90]。研究人員針對生物質與煤混合燃燒時S 的釋放特性已進行了相關研究。通常認為，在揮發(fā)分燃燒階段，由于溫度較低，SO2釋放量較少，焦炭燃燒階段溫度較高，SO2釋放逐漸增多[71]。Tang 等[91]通過實驗研究發(fā)現(xiàn)，玉米秸稈與煤粉混燃過程中存在抑制SO2的排放的協(xié)同效應，可這是由于生物質促進了硫酸化反應，隨著生物質摻混比的增加，SO2的釋放量逐漸減少。蒲舸等[92]研究發(fā)現(xiàn)，生物質中的堿金屬與堿土金屬可與硫氧化物反應而生成硫酸鹽，從而起到固硫的作用。此外，也有學者[93]從物理角度揭示生物質混煤燃燒可抑制S 和NOx的排放的原因，提出燃燒前期形成的生物質炭可對產生的SO2以及NOx起到吸附作用。

生物質單獨噴吹過程中NOx的產生則分為瞬時型、熱力型以及燃料型。燃料型是NOx的主要來源[57]，生物質燃燒過程中生成的NOx主要以NO為主，燃料型NOx的生成主要分為揮發(fā)分析出階段、揮發(fā)分燃燒階段以及焦炭燃燒階段[94]。具體路徑在1.2.2 節(jié)已做系統(tǒng)分析與總結。

生物質與煤混合燃燒時，NO2的生成主要來源于燃燒初期揮發(fā)分析出階段，NO 主要來源于燃燒后期焦炭氮的燃燒。其中，溫度、摻混比、燃燒氣氛對于NOx的生成均有影響。在900-1050 ℃，未及時被焦炭還原的NO 釋放量隨著溫度的升高而增加；當溫度繼續(xù)升高至1050-1100 ℃時，焦炭異相還原的速率增大，NO 因傾向于被還原為N2而顯著降低。林俊杰[95]則認為，NO 排放量減少系高溫使得CO 在揮發(fā)分析出階段增多，同時C 活性位增多，加強了對NO 的還原所致。生物質摻混比的增加使得混料中揮發(fā)分N 增多而焦炭N 占比降低，導致NO2釋放量有所增加，隨著燃燒的持續(xù)進行，NO2可陸續(xù)被CO 及C 活性位點還原。整體來看，生物質與煤混燃可有效抑制燃燒過程中NOx的生成[96]。通常氧分壓升高會促進NOx前驅物向NO 的轉化，但也有研究表明，在900 ℃時，氧含量較小幅度的增加又會抑制NO 的生成。這是由于氧濃度增加，壓力增大使得NO 與燃燒物表面的C 活性位點間的還原反應加劇，削減了一部分NO 的排放，此時燃料中的N 則傾向于以N-5、N-6、N-X、N-Q 的方式留在半焦中[95]。

綜上，生物質燃料的引入對于高爐噴吹燃料的燃燒過程的影響不僅體現(xiàn)在燃燒性能的改善，其在節(jié)能降碳等經濟和社會效益上也發(fā)揮出較高的積極作用。生物質炭較原生生物質的碳含量提高、水分減少、熱值以及能量密度提高，與煤粉以合適的比例進行混合可以改善煤粉的燃燒性能；此外，生物質炭細粉與煤粉混合噴吹，可有效降低生鐵中的S 含量。然而，生物質炭的制備過程需要額外的工藝和能耗，整體產能匹配及成本控制須加以考慮；原生生物質雖省去了熱解制炭過程，但在燃燒過程中其內含有的堿金屬會影響高爐結渣及順行。因而，雖然高爐噴吹生物質燃料在鋼鐵工業(yè)節(jié)能減排和產品提質方面表現(xiàn)出一定的應用潛力和發(fā)展前景，仍應從燃燒過程機制、污染物轉化機理等方面著手，尋求優(yōu)化燃料結構和燃燒反應條件的可行手段，以進一步提高生物質燃料用于高爐煉鐵時的高效性和清潔性。

3 生物質直接還原煉鐵

3.1 工藝概況

直接還原煉鐵工藝是指在氣態(tài)或者固態(tài)還原劑作用下，在溫度低于鐵礦石軟化溫度的條件下，于特定反應裝置內直接將鐵礦石還原為金屬鐵的工藝方法。直接煉鐵工藝分類如表5 所示[97]，氣基直接還原法是利用天然氣、油/焦煤中的碳氫化合物在合適反應條件下裂解產生的氣態(tài)還原性氣體（CO、H2）作為還原劑對鐵氧化物進行還原；煤基直接還原法則是將非焦煤或者其他含碳物等固態(tài)還原劑用于還原鐵氧化物。

表5 常規(guī)直接還原煉鐵工藝[97]Table 5 Conventional direct-reduction ironmaking processes[97]

雖然氣基還原具有較高的效率，但中國能源結構具有“多煤少氣”的特點[97]。相較于天然氣氣基豎爐工藝，發(fā)展煤基直接還原煉鐵工藝更復合中國國情[98]。上文提及的生物質直接燃燒以及與煤混合燃燒這兩種利用過程中，并未對生物質中固定碳的還原劑功能加以充分利用[99]。生物質作為還原劑與鐵礦粉制成含碳球團并在反應器內加熱發(fā)生還原反應，有望達到將鐵氧化物還原為單質鐵的效果[12]。相關研究表明，生物質作為還原劑參與到含碳球團煉鐵過程中時，在相同反應條件下，復合球團的金屬化率與無煙煤作還原劑時并無差異[12]。在達到相同金屬化率的前提下，生物質-鐵礦粉球團還原時間較煤粉-鐵礦粉球團可減少10 min[100]。

因此，從還原效果以及還原時間等方面考慮，相較于煤、焦等短期不可再生的化石類還原劑，廉價易得的生物質資源具備替代無煙煤等化石類還原劑在含碳球團中還原鐵氧化物的潛力[101]。下文將重點探究生物質用于含碳球團的還原機理，并對污染物形成機制進行梳理，以期為直接還原煉鐵的綠色轉型提供基礎理論支撐。

3.2 過程解析

目前，關于生物質-鐵礦粉復合球團的研究主要集中在還原效果以及作用機制上，具體分為反應路徑和球團體積變化、還原效果、還原機理與動力學這幾個主要方面（見表6）。

表6 生物質-鐵礦粉復合球團研究進展Table 6 Research progress on biomass-iron ore fines composite pellets

典型反應路徑如圖9 所示。在以生物炭（木炭[102]、竹炭[103]、椰殼炭[104]）等揮發(fā)分少、固定碳含量高的原料為還原劑時，含碳球團在還原初期發(fā)生固-固反應，生物炭中的碳與鐵氧化物直接接觸發(fā)生還原反應。隨著溫度的升高和反應持續(xù)進行，產生的金屬鐵以及還原性氣體增多，鐵氧化物的還原轉變?yōu)闅?固反應[105]；然而，直接以生物質為還原劑的球團在低溫下還原性揮發(fā)分優(yōu)先析出并誘發(fā)氣-固反應（間接還原反應）而對鐵氧化物產生還原作用。隨著溫度的升高，生物質焦逐漸形成并通過固-固反應（直接還原反應）參與鐵氧化物的還原[65]（如式(1)-(3)）。碳的氣化反應開始溫度比較高（約為971 ℃），CO2與C 發(fā)生反應生成的CO 可對鐵氧化物進行還原。研究表明，布多爾反應（6）為還原反應的主要控速環(huán)節(jié)，上述還原過程涉及的主要反應如式（4）-（6）所示[106]。

圖9 生物質直接還原煉鐵機理示意圖Figure 9 Mechanism diagram of biomass direct reduction iron making

式中，x=1、2、3；y=1、3、4。

與上述結論不同，Ubando 等[107]通過TGFTIR 聯(lián)用對烘干后的木屑與赤鐵礦混合物焙燒過程中的氣相產物進行了分析。結果表明，CO2開始生成溫度（370 ℃）比CO 早，因此，低溫階段固定碳首先還原鐵氧化物并生成CO2（如式(7)-(9)）。隨著溫度的升高，再進一步發(fā)生直接與間接還原反應而進行煉鐵。

從含碳球團還原焙燒過程的體積變化來看，不同生物質中揮發(fā)分含量的不同導致其對復合球團體積的影響存在差異，一般揮發(fā)分含量越高的球團，還原過程中體積收縮越明顯[108]。此外，還原效果也是以含碳球團形式進行直接還原煉鐵時需要重點關注的性能[109]。研究表明，隨著還原劑粒度的增加，其與鐵礦粉結合緊密度降低，還原效果減弱[110,111]。Cholico 等[112]以甘蔗渣為原料，通過XRD 與SEM 研究了其與磁鐵礦精礦在惰性氣氛下生物質含量、反應溫度對金屬化率的影響。結果表明，配比為50∶50 時，在1100 ℃下反應30 min就可實現(xiàn)鐵礦粉的完全金屬化。黃柱成等[23]選用松木屑、鐵精礦為原料進行造塊。隨著焙燒溫度的升高，生物質中大分子有機烴CxHy以及焦油的再次裂解促進還原性氣體CO 和H2的產出，從而作用于鐵氧化物的還原（如式(10)-(13)所示），研究發(fā)現(xiàn)，當還原溫度為1050 ℃，C/Fe=0.6，還原時間為40 min 時，金屬化率可達90.31%。

還原機理與動力學方面。通過觀測球團外觀尺寸變化可見，球團的還原反應是以收縮內核的方式進行，具體表現(xiàn)為添加生物質的球團孔隙率增加，還原性氣體以及反應生成的氣體更容易擴散，未反應核心體積縮小較快；各階段還原產物的XRD 譜圖表明，鐵氧化物的還原呈現(xiàn)逐級還原的規(guī)律。在1000 ℃之前還原反應主要為“Fe2O3→Fe3O4→FeO”，1000 ℃以后的高溫區(qū)發(fā)生“FeO→Fe”的反應，配加生物質的復合球團揮發(fā)分含量提高，還原焙燒過程中揮發(fā)分的析出提高了球團的孔隙率，使得起到控速作用的界面化學反應幾率增加，F(xiàn)eO 還原為Fe 時的脫氧量占整個過程的75%，成為還原過程中的關鍵步驟[113]。因此，提高溫度有利于鐵氧化物的深度還原。在鐵礦石還原過程中，鐵礦石可對生物質熱解起到催化作用，生物質熱解所得還原性產物又可參與鐵氧化物的還原。因此，復合球團中鐵礦石還原與生物質熱解間存在一定程度的構效關系[65]。

此外，生物質中含有的堿金屬對還原過程具有促進作用。研究表明，去除堿及堿土金屬（AAEMs）的生物質，熱解過程產生的H2、CO 減少，這是由于AAEMs 可促進大分子半揮發(fā)性產物二次裂解[4]。張玉潔等[114]通過動力學研究發(fā)現(xiàn)，水溶性堿金屬離子以及交換態(tài)堿金屬都具有降低生物質熱解活化能的能力。生物質中堿金屬析出率高于堿土金屬，從而使得生物質熱解過程中堿金屬的催化效應大于堿土金屬[115]。蔣武峰等[116]同樣也得出生物質中的堿金屬（Na、K 等）對于碳的氣化以及鐵氧化物的還原有促進作用。堿金屬在還原過程中容易擴散到鐵氧化物的晶格中，強化鐵氧化物的還原過程，但堿金屬含量不宜過高，否則會對球團的膨脹系數(shù)和強度造成不利影響。

3.3 污染物生成機理

生物質直接還原煉鐵過程中CO2的產生主要來源于鐵氧化物的還原過程。在間接還原過程中CO 還原鐵氧化物產生CO2。隨著反應的深入，生物質中的固定碳與鐵氧化物發(fā)生直接還原反應生成還原性氣體CO[120]（見式(6)-(11)）。生物質直接還原煉鐵過程中也會產生CxHy，但其隨著反應的進行傾向于裂解為還原性氣體CO 與H2，再進一步重復上述還原過程生成CO2。生物質與鐵氧化物混合物的還原焙燒過程的CO 轉化率比生物質單獨熱解時更高，H2轉化率基本相同[121]。此外，生物質參與的直接還原煉鐵過程中的NOx生成量明顯少于生物質單獨熱解。一是因為生物質熱解轉化為生物質炭后其含N 量減少；二是由于鐵礦粉還原過程中Fe 等金屬組分會對生物質中NOx前驅物的轉化與釋放起到抑制作用[31]。該復雜反應過程中NOx的生成機理與釋放規(guī)律仍需進一步的研究加以說明。

基于上述對生物質用于直接還原煉鐵的系統(tǒng)評述，生物質或生物質炭替代煤粉作為還原劑用于含碳球團中時的優(yōu)勢可歸納為以下三個方面。在能耗方面，生物質增加了球團的孔隙率，氣體更容易到達球團內部，反應面積增大，因此，反應活化能降低，從而達到降低能耗的效果；在還原能力方面，生物質經合適的預處理如炭化、磨碎等后，在達到同等還原程度時含生物質球團所需的反應時間以及溫度較使用煤粉時均有所下降；在減排方面，生物質與鐵氧化物共同焙燒時CO2生成量較生物質單獨熱解時和使用煤粉為還原劑時有所減少，含N、S 氣相污染物則顯著降低。由此可看出，生物質替代煤粉用于高效直接還原煉鐵的同時，還能達到節(jié)能減排的效果，符合綠色低碳的發(fā)展趨勢。生物質在直接還原煉鐵中的利用可緩解鋼鐵生產過程對煤炭等化石資源的依賴，為將其廣泛用于直接還原煉鐵工藝，仍需進一步從機理機制和反應條件綜合優(yōu)化等多方面加以深入探究。

4 經濟性分析

有學者針對高爐噴吹生物質燃料進行經濟評估，認為除非生物炭的制備成本可以顯著下降，或者CO2的排放量或交易權可以設定價格，否則生物質無法單獨在價格上與煤/焦進行比較[73]。因此，學者們多采用成本核算及CO2排放量估算的方式來進行經濟評估。王國強[10]針對高爐噴吹秸稈的環(huán)境成本進行了全面分析：以2500 m3的高爐為例，在年工作350 d，生產鐵245 萬噸，噴煤比為187.6 kg/t，秸稈∶煙煤∶無煙煤=20%∶23%∶57%的條件下，通過分別核算秸稈的種植、收集、運輸、炭化處理以及噴吹時污染物的排放量，得出采用秸稈噴吹時一年環(huán)境成本可減少563.6 萬，噴吹秸稈炭時環(huán)境成本可減少1173.8 萬，但種植、運輸、收集及炭化處理的能源消耗增加。熊瑋等[122]對秸稈參與高爐噴吹的不同環(huán)節(jié)的環(huán)境成本進行了估算，發(fā)現(xiàn)采用秸稈噴吹會使整體能耗增高，尤其體現(xiàn)在秸稈的收集與破碎過程。然而，由于生物質的碳中性的特點，每生產1 t 鐵水CO2排放減少23 kg，按照國際CO2排放指標交易市場價，CO2環(huán)境成本為0.10 元/千克，對于一座2500 m3的高爐，每年環(huán)境成本可降低550 萬元。

以澳洲某煉鐵廠為例[123]，通過計算木炭的凈成本（243 澳元/噸），原料供應占446 澳元/噸總運營成本的45%，運輸占16%，剩余的39%成本由維護以及勞動力組成，在考慮收益的前提下，鋼鐵廠用木炭進行煉鐵是可行的。但有研究人員[13]指出，合理調控制炭能力、能耗和成本是生物質煉鐵工業(yè)化之前最需要解決的問題，將有助于實現(xiàn)全過程降本增效。

Dipika 等[118]針對利用花生殼和玉米棒作為還原劑參與直接還原鐵的經濟性進行估算后發(fā)現(xiàn)，分別以玉米棒和花生殼作為還原劑時，較使用煤炭時的冶煉成本低56%和36.17%。Jha 等[124]通過對生物質的生命周期以及利用焦炭還原鐵礦粉時的污染物排放量進行綜合評估，發(fā)現(xiàn)以焦炭為還原劑冶煉1 t 鐵礦可產生220 kg 的COx、0.59 kg的NOx以及2.02 kg 的SOx。當用木炭代替30%焦炭，碳排放可以減少2.20%。此外，木炭制備和煤的焦化過程會需要額外的能耗和資金投入，而木屑等原生生物質只需要進行干燥和儲存，成本與使用焦炭或木炭相比可分別減少約36%和16%。

在“碳達峰”、“碳中和”目標及“十四五”規(guī)劃等宏觀政策的引領下，中國碳交易市場正日趨善，鋼鐵行業(yè)受到的碳排放約束也日益凸顯，選取碳中性生物質作為冶金原料將為企業(yè)的CO2減排帶來更多紅利。

5 結論與展望

5.1 主要結論

生物質替代化石能源用于煉鐵是推進冶金行業(yè)實現(xiàn)碳達峰、碳中和的有效途徑之一。本綜述先對生物質熱解、燃燒機理及其污染物產生機制等進行了梳理，并對生物質作為燃料用于高爐噴吹以及作為還原劑用于直接還原煉鐵的工藝概況、反應機理及污染物生成機理進行總結與剖析。主要結論如下：

生物質中的組分在熱解過程中，隨溫度的升高，按照半纖維素、纖維素、木質素的順序逐步分解；CO 和H2為熱解的主要氣態(tài)產物，熱解過程中二次反應中的揮發(fā)分N 與半焦N 的反應為NOx前驅物轉化的限制性環(huán)節(jié)。生物質燃燒過程中的主要氣體產物為CO、NOx、CH4等。其中，揮發(fā)分燃燒階段是NOx生成的主要環(huán)節(jié)，揮發(fā)分N 以及焦炭N 的燃燒是抑制NOx生成的關鍵點，生物質與煤混合燃燒對NOx的形成具有協(xié)同抑制作用。熱解處理后所得生物質炭的固定碳含量高、著火點低，S、P 元素含量低，同時生物質因其具有碳中性的特點，其參與的煉鐵過程可減少CO2的排放，整體表現(xiàn)出高效、低能耗且環(huán)節(jié)友好的特性，具備用于煉鐵工序所需燃料或還原劑中的潛力。

與單獨噴吹煤粉相比，生物質與煤粉混合后用于高爐噴吹時，煤粉燃燒性能得到改善，燃燒時間縮短，燃燒更為充分；通過調節(jié)生物質與煤粉混合比例、生物質種類可以達到較好的燃燒率，生物質與煤粉混合噴吹還可改善生物質單獨噴吹時其中的堿金屬對于高爐結渣及順行的不利影響。

生物質用于直接還原煉鐵時，多將生物質與鐵礦粉在合適的配比下制備成含碳球團。原生生物質作為還原劑時的升溫還原焙燒過程中，還原反應通常遵循先“氣-固”再“固-固”的反應順序，球團還原過程中呈收縮內核式反應。除了生物質中的固定炭參與鐵氧化物還原之外，升溫過程中生物質熱解釋放的還原性揮發(fā)分（CO、H2和CH4等）也可起到還原劑的作用；此外，生物質的添加降低了球團還原反應所需的活化能，并且生物質中含有的堿金屬可間接促進還原反應的發(fā)生，使球團達到較高的金屬率的同時降低過程能耗。

5.2 研究展望

生物質用于高爐噴吹理論上是可行的，并且已有實際應用的先例。原料方面，生物質燃料多采用植物類生物質，未來可考慮引入多源生物質，進一步提高該工藝的原料適應性；目前，多采用生物質與煤混合噴吹的方式，后續(xù)可考慮借助簡易高效的預處理手段提高原生生物質熱值，并減少堿金屬等的影響，以實現(xiàn)生物質大比例甚至單獨噴吹，以逐步降低對煤粉等化石燃料的依賴。

相較于生物質單獨熱解或煤/焦參與的直接還原煉鐵過程，生物質直接還原煉鐵過程中NOx等污染物的生成機理目前尚不清楚，可通過量子化學模擬與實驗論證相結合的方式對該過程中生成污染物的微觀機理及制約因素等進行研究，進而提出抑制其前驅物轉化與釋放的科學建議。

在對生物質直接參與煉鐵的典型工藝過程及其污染物生成機理進行充分解析的基礎上，應進一步關注該過程中污染物的深度減排。從原料優(yōu)選、成本控制、過程優(yōu)化、末端治理和全流程智慧管控等方面開展科學研究，促進生物質參與煉鐵過程減排策略的迭代和升級，為實現(xiàn)煉鐵的綠色化轉型提供理論和經驗參考。