自工业革命以来，化石燃料的燃烧使CO2排放量不断增加，导致了严重的温室效应[1-2]．截至2018年，全球CO2排放量已增至37.1 Gt[3]．气候变化导致的极端天气事件正在给人类的生产生活带来严重影响，海平面上升、海洋酸化、降雨量增加、冰川退缩、冻土融化、生物系统紊乱、生物多样性减少，甚至对农业生产、粮食安全也会造成恶劣影响．这些又会进一步加剧整个世界的经济差距和地缘政治冲突[4]．根据国家海洋和大气管理局/地球系统研究实验室提供的数据，全球CO2排放量不断上涨，截至2019年大气中的CO2体积分数已达到4.11×10-4[5]．2020年受新冠疫情的影响，全球CO2排放量整体下降了近2×108 t，但随着经济回升，CO2排放量再次上升[6]，2020年12月全球与能源相关的CO2排放量与2019年12月相比增加了2%．英国石油公司的《能源展望》称，在未来几年内，能源使用产生的CO2排放量将继续增加，在不断变化的过渡情景中，到2040年将增加约10%[7]．这一系列的数据均表明：回归“一切照旧”的排放让各国距离2015年巴黎协定196个缔约国承诺的已经落后的减排目标更远[8]．为了应对这些急剧增长，实现政府间气候变化专门委员会(IPCC)提出的1.5 ℃温控目标[9]，及时发展合理解决CO2问题的方法尤为重要．我国能源结构是以化石燃料燃烧为主，占比约为85%，其中煤炭消费量占比居多，消费较高．在我国终端能源消费中，工业领域占比超过60%，其中电力终端能源消费占比约为25%，与全球的平均水平相比多出约6%，能源利用率低．根据我国近期发布的《中国二氧化碳捕集利用与封存(CCUS)年度报告(2021)——中国CCUS路径研究》，中国未来的CCUS示范重点仍是以火电行业为主．如此的能源结构必然伴随着较大的CO2排放．我国减少大气中CO2的方法可分为两种：第一，减少源头，即在短期内转变能源消耗模式，减少石油、煤炭和天然气等化石燃料的使用，以及减少人类活动产生的CO2量，使CO2的排量降到一个合理的数值，这便是“碳达峰”，具体可通过利用各种清洁和可再生能源取代传统能源，以节约生产和生活所需的所有能源，并使用可再生生物材料取代石油和天然气等化石材料；第二，增加去处，尽可能地减少大气中已排放CO2的浓度，一般可通过植树造林或节能减排技术来抵消，逐步达到“碳中和”[10-11]．目前最常见的手段是将CO2和其他温室气体与工业废气等源分离以进行长期储存或回收，即CO2捕集、利用与封存(CCUS)技术．1 CCS和CCUSCCUS是由碳捕集与封存(CCS)进一步发展而来的，最早实施于20世纪70年代[12]，由Nordhaus(1975年)和Marchetti(1977年)提出并不断发展[13]．CCS技术是指从碳密集型行业，如化石燃料发电、水泥、钢铁和铝工业部门中捕集CO2，将其压缩到超临界状态，然后通过管道或储罐运输至选定的储存地点，注入地下地层，如深层盐层、枯竭油气层、深层不可清理煤层和岩盐洞穴等进行永久封存[14-15]．CCS曾一度被认为是缓解气候变化的关键技术，并预计到2050年可减少32%的温室气体排放[16]，但据近年统计，全球19个活跃的大规模CCS设施年存储容量为4×107 t[17]，仅为全年CO2排放总量的0.1%左右；而且CCS也不能称之为可持续发展之计，毕竟地壳变迁、板块运动都有可能导致封存的CO2泄露．我国在对CCS深入研究的基础上，进一步提出了CCUS技术[18-21]，在减少CO2排放量的同时，还能利用CO2创收．在CCUS工艺中，被捕集的CO2可通过物理和化学等手段应用于化学、生物和食品加工的各个领域，对环境、经济和社会都有巨大效益．CCUS可以捕集发电和工业过程中排放的90%以上的CO2，脱碳水平较高．尽管与其他减排技术(能效技术、风电、水电等)相比，CCUS技术尚未成熟、成本较高，但减排潜力是巨大的，要达到2060年1.5 ℃温控的气候目标，累计减排量的14%来自于CCUS，且任何额外减排量的37%也来自于CCUS．可见，没有CCUS就无法实现国际气候变化控制目标．2 CO2捕集2.1　CO2捕集技术CO2捕集技术是指将CO2富集、压缩纯化得到高浓度CO2．根据碳排放源浓度的高低可以将CO2排放源分为具有较低捕集成本的高浓度排放源和具有较高捕集成本的低浓度排放源．煤电厂属于具有较高捕集成本的低浓度CO2排放源[22-23]，CO2捕集的方法主要有燃烧前捕集、燃烧中捕集和燃烧后捕集(如表1所示)[24]．燃烧前捕集烟气流量小、CO2分压高，因此分离难度低、成本低，但是运行复杂、稳定性差，对燃气轮机的要求高．10.13245/j.hust.220708.T001表1CO2捕集技术类别内容适用范围燃烧前捕集燃烧前将煤中碳元素转成CO2去除煤气化联合循环发电(IGCC)和部分化工过程燃烧中捕集富氧燃烧用纯氧或富氧代替空气，促进化石燃料燃烧部分燃煤电厂的改造和新建燃煤电厂化学链燃烧燃料在反应器中与载氧体反应生成CO2和少部分H2O，通过冷凝脱水便可以得到高纯度CO2气体新型发电系统燃烧后捕集从燃烧设备(锅炉、燃机、石灰窑等)排出的烟气中捕集或分离CO2各类改造和新建CO2排放源，包括电力、钢铁、水泥等行业燃烧中捕集技术主要有富氧燃烧技术和化学燃烧技术．富氧燃烧碳捕集技术一般适用于新规划的燃煤电站，相对成本低、易规模化，被认为是最容易大规模推广和商业化应用的CCUS技术之一，华中科技大学开展了0.3MW-3MW-35MW-200MW富氧燃烧技术的研究开发[25]．通过这一实验平台，我国提出了富氧燃烧系统的集成设计、过程控制和性能测试方法．对比国际同类富氧燃烧装置，我国富氧燃烧装置具有空气/富氧燃烧兼容运行、干湿双循环设计、低能耗塔空分流程、烟气中CO2体积分数高达82.7%浓度富集等特点[26]．目前，该技术存在的主要问题是投资大、能耗高．化学燃烧碳捕集技术(CLC)的优势在于可实现CO2的源头捕集，无须外加分离装置[27]，分步燃烧能量梯级利用，无火焰及相对低温条件降低了NOx排放[28]，缺点是装置投入大，无法适用于现有火电机组改造．基于CLC捕集技术的发电系统仍在不断发展研究中[29-31]．燃烧后捕集系统一般安装在现有电厂污染物脱除装置下游，不影响电厂结构和能源利用方式，工艺成熟、原理简单．但是存在燃煤烟气流量大、烟气组分复杂、CO2分压较低的缺点，捕集过程能耗偏高．目前可用的燃烧后收集技术主要有吸收分离、吸附分离、膜分离和低温分离等，化学吸收技术基本适应于大多全球已投产大型碳捕集项目．2.2　吸收法根据溶剂性质，CO2吸收法分为物理吸收和化学吸收．在化学吸收法中，通过化学反应吸收剂将CO2吸收，然后经过加热重新将CO2分离出来．化学吸收常用于燃烧后碳捕获过程中去除低分压CO2[32]．这种方法是第一种工业规模商业化的技术．目前，单乙醇胺(MEA)、二乙醇胺(DEA)、甲基二乙醇胺(MDEA)、2-氨基-2-甲基-1-丙醇(AMP)和二-2-丙醇胺(DIPA)等胺基碱性溶剂被认为是热电厂化学吸收CO2最有前景的化合物．其中，MEA是较早用于化学吸收CO2的胺基溶剂，也是燃烧后CO2捕获的最成熟技术之一，CO2吸收效率可达90%以上[33]，缺点是溶剂再生的热耗较高，随着时间的推移SOx降解胺及胺对设备的腐蚀作用大[34]．近几年化学吸收法更倾向于胺基碱性溶剂，如混合胺法、空间位阻胺法及冷氨法等．物理吸收常在加压条件下使用，有机溶剂吸收酸性气体分离脱除酸气成分．CO2物理吸收常用的三种吸收剂为聚乙二醇、甲醇和N-甲基-2-吡咯烷酮的二乙醚，分别用于聚乙二醇二甲醚法(国内称 NHD法，国外称Selexol法)、低温甲醇洗和Purisol工艺中[32]．根据亨利定律，液体中溶解的气体量与液体上方的分压成正比，溶解的气体量随压力的增加而增加．物理吸收适用于高浓度CO2分离，即燃烧前捕集．与化学吸收剂相比，物理吸收剂的回收消耗更少的能量，然而物理吸收的性能也更低．2.3　吸附法吸附法是采用吸附剂对气流中的CO2进行选择性吸附的方法，包括物理吸附(弱物理相互作用)和化学吸附(强化学键)．吸附剂一般为固体或刚性吸附剂，如碳基、金属有机框架、二氧化硅、聚合物基、固定化胺和沸石等．Lou等[35]合成了介孔二氧化硅纳米球(MSN)，具有倒置的锥形孔隙结构，用作支撑聚乙烯亚胺(PEI)．PEI/MSN吸附剂表现出增强的CO2捕获吸附和解吸动力学及再生过程中的低解吸能．Yang等[36]通过乳液聚合合成了一种用于CO2捕获的多孔共聚物吸附剂．当流态化时，毫米大小的颗粒表现出良好的CO2捕获能力和稳定性．经过化学改性的吸附剂孔隙率高、比表面积大，对CO2的高选择性有高再生能力和再利用能力，可耐受高温烟气，被广泛使用．吸附法捕集CO2易于操作，能耗成本低、可靠性较强，是一种很有前途的方法．吸附法制氢已投入商业生产，进一步表明了吸附法捕集CO2在工业生产上的可行性[37]，但适用性仍然有限，主要是因为在低CO2压力的大烟气量吸附过程中，吸附剂的吸附能力和选择性较低，用于电力行业时吸附法成本过高，而且水分也对吸附剂的表面活性有影响．2.4　膜分离法膜分离法是近年来提出的一种CO2分离新方法，利用气体渗透率的差异进行气体的分离[38]．膜是非常薄的一层有机材料或多孔无机材料，孔径为0.1~2.0 µm，具有很高的选择性和渗透性，常有醋酸纤维素和聚合物[39]．其中，聚苯并咪唑(PBI)机械强度、热稳定性和化学稳定性都很高，可用于中试规模的CO2分离[40]．无机膜较有机膜性能更好，常用的有二氧化硅、碳和陶瓷基材料等，其中二氧化硅膜被认为最接近于工业应用[39]．膜分离技术可用于从合成气(CO2/H2)、烟气(CO2/N2)或天然气(CO2/CH4)中分离CO2，适用于高压预燃烧的碳捕获．膜分离法结构简单、操作方便、占地面积小，具有较好的前景，但分离效率较低，一般须进行多级分离．膜分离技术应用于燃烧后捕集，须增加额外的设备对气流进行加压，使得成本变高．除了吸收、吸附和膜分离法，还有其他的捕集技术，如低温蒸馏、化学链燃烧和基于水合物的气体分离等．每种方法都有各自的优缺点．例如，低温技术可用于液态下进行CO2的分离，并且不使用反应性化学溶剂[41]，分离出来的CO2便于运输和封存，多用于强化驱油，被认为是绿色技术，但价格昂贵，深冷过程所需能量通常远远超过净收益[42]．因此，这些方法大多还停留在实验室阶段，无法在工业规模上与传统方法竞争．上述CO2捕集技术主要是针对燃煤烟气中的CO2捕集．结合中试、工程示范等情况，煤粉电站的燃烧后捕获倾向于化学吸收，而IGCC电站的燃烧前捕获多用膜分离技术，燃烧中捕集多是在尝试富氧改造．大气中CO2(超低浓度，体积分数约4.15×10-4)或纯CO2(超高浓度)的捕集多采用吸附和分离的方法，因此提高吸附剂和吸收剂的性能是重要的研究方向之一．3 CO2利用在CCUS框架内，CO2的利用方式多种多样，包括矿物碳化、物理利用、化学利用和生物利用等，利用方式不同所得到的产物也不相同．3.1　矿物碳化CO2转化为固体无机碳酸盐，称为碳矿化．发电厂或工业源产生的CO2可以被捕获、压缩并储存在活性地质构造中，流体中的CO2在地质构造中矿化，产生不溶于水的钙或镁碳酸盐，这一过程称为原地碳矿化．在工程过程中，捕集的CO2被矿化成碳酸盐，可以发展非原位碳矿化途径，CO2矿物封存方案如图1所示．10.13245/j.hust.220708.F001图1CO2矿物封存方案常用的矿化原料包括天然硅酸盐矿石(如硅灰石(CaSiO3)、橄榄石(Mg2SiO4)、蛇纹石(Mg3Si2O5(OH)4)等和碱性固体废物，可用的碱性固体残留物包括钢铁渣、焚烧炉灰、化石燃料残渣、水泥和混凝土废物、采矿和矿物加工废物及纸浆/造纸厂废物等．相比于天然矿石的捕集，碱性固体废物原料成本低、反应活性高，来源丰富且多靠近CO2源[43-45]．CO2矿物碳化矿化可通过如下四种主要方法实现：a．直接碳化，即CO2与碱性泥浆或混合物在单个反应器中的反应；b．间接碳化，先使用媒质将矿物原料中的钙镁离子浸出，再进行碳化反应即通过多个步骤提取用于生产高纯度化学品(如CaCO3和K2SO4)的相关离子，具体包括酸浸出工艺、熔盐碳化工艺、铵盐浸出工艺及生物浸出工艺；c．碳化养护，使用二氧化碳养护水泥基材料，以提高其强度和耐久性；d．电化学矿化，即使用电化学电池在产生氢气或电的同时矿化CO2．目前已经进行了大量大规模CO2矿化演示，并从技术和工程科学角度进行了批判性审查[46-48]．利用碱渣矿浆进行CO2矿化的机理可以通过三个主要步骤进行描述：a．将气态CO2溶解到水相中；b．矿物的溶解；c．碳酸盐的沉淀．使用碱性固体残渣进行CO2矿化也有利于各种工业或燃煤电厂的空气污染控制[49]．反应后的固体残留物可在施工中用作混凝土或水泥砂浆中的替代胶凝材料[43]．CO2矿化产生的产品可以转化为高附加值材料，如地质聚合物、非生物催化剂、土壤改良剂、微晶玻璃、碳酸钙沉淀和NaHCO3产品等[50]．矿化不仅可以减少CO2的排放量，而且还提供了修复碱性固体残留物及从固体残留物中生产适销对路产品[51]．但是，天然矿物及工业废弃物的利用还存在许多问题，大多处于实验室研究阶段，因此要实现大规模实际应用，首先要实现重大技术突破，如新型反应器设计、过程强化、热集成和系统优化．同时，要将CO2矿化与其他概念或过程相结合，如综合空气污染控制或水资源回收，减小CO2矿化的能耗[52-54]；也要与能源、工程、环境和经济部门联合，实现系统优化[55]．3.2　物理利用CO2的物理利用主要是指在食品工业方面的应用，如生产碳酸饮料、脱氧水、奶制品和食品保鲜等[56]．在生产过程中，CO2被用作酸化剂，由于气化过程中的苯、COS和H2S以及燃烧源中的SO2和NOx可能会污染最终产品，因此使用的二氧化碳必须来自可再生资源或回收的CO2，以保证CO2的纯度．在食品保鲜中，CO2常以液态CO2、干冰(即CO2的固体形式)和改性空气包装(MAP)的形式出现，广泛用于制冷[57]．3.3　化学利用3.3.1　燃料和化学品CO2可作为化工原料合成多种化工产品，如尿素、碳酸氢铵、碳酸二甲酯、聚碳酸酯、甲烷、合成气、甲醇、聚氨酯和水杨酸[58-59]等．其中，甲酸等产品具有最大的CO2减排潜力[60]．将CO2转化为化学品或燃料的方法有电化学、热催化、光化学、生物化学和混合方法[61]．a．电催化将CO2转化为具有商业价值的产品(包括一氧化碳、甲烷、甲醇和碳氢化合物)的电催化方法已通过实验和理论方法得到广泛研究．电化学还原CO2过程可以分为高温过程和低温过程，高温过程是利用固体氧化物燃料电池等进行还原，而低温则是在水溶液或非水溶液中还原CO2[62]．低温过程的液相电催化具有相对复杂的机理，产物种类多，所使用的催化体系也多种多样[63]．密度泛函理论(density functional theory，DFT)计算已经阐明了金、银和铜的机理，而铂的活性仍尚未得到完美的解释．与其他金属催化剂不同，铜选择性地将CO2转化为甲烷和乙烯等碳氢化合物[64]．通过DFT计算，Nie等[65]提出了一系列可能的途径，用于选择性地减少铜上的CO2．近十年，对于电催化剂的研究日益丰富，不仅有金属类催化剂，还有金属氧化物、金属有机框架(metal organic frameworks ，MOFs)、共价有机框架(covalent organic frameworks，COFs)、有机金属，以及石墨烯和缺陷石墨烯、氮掺杂石墨烯、过渡金属硫化物、核壳材料、配合物、超分子多孔有机笼和金属/氧化物纳米片等．如图2所示，不同催化剂的吸附能力和配位形式不同，生成的电催化的产物也较为丰富，可分为C1，C2，C3产物，对应生成的是2，4，6电子转移．C1产物包括甲酸、甲酸盐、一氧化碳、甲醛、甲醇、甲烷等，生成中间体*COOH或吸附性CO，反应机理简单，研究也相对成熟．Hinogami等[66]利用合成的铜红氨酸盐-金属有机框架(copper rubeanate metalorganic framework，CR-MOF)电催化还原CO2，甲酸的选择性为98%，电流效率为30%，目标产物的产率是Cu电极的13倍．C2产物主要包括乙醛、乙烯、乙醇、乙酸和乙酸盐等，生成包含多种途径，其中较为关键的是中间体*CO的形成，机理较为复杂，尚在研究探索中．C3则更为复杂，目前生成的产物仅正丙醇、2-丙酮和丙酮等几种．10.13245/j.hust.220708.F002图2催化剂吸附CO2可能存在的结构形式电催化剂稳定性低、电流密度高、能耗高、效率低，限制了电催化的发展[67-68]．各种反应的不确定动力学参数[69]理论与实验的不匹配[70]，以及催化过程中不稳定金属结构的形成等[71]也对CO2还原机理的研究造成一定影响．b．热催化CO2的热催化转化可分为直接水解、加氢、甲烷重整等，转化的产物也较多，常见的有合成气、甲烷、甲酸、甲醇等C1燃料/化学制品．CO2分子的稳定性较高，不易直接热解，可通过加H2促进CO2转化，常采用两步法反应：第一步是吸热反应，将太阳能转化热能为高温过程提供必要的热量，将金属氧化物如CeO2，ZnO，SnO2，Fe2O3在高温太阳能化学反应器内还原成金属或者低价态氧化物；第二步是CO2/H2O与还原态的金属反应生成CO/H2．采用ZnO-Cu2O二维材料进行光催化还原CO2，产物甲烷选择性高达99%[72]．Romero综述了近几年可利用太阳能聚光转化热化学燃料的研究进展[73]，指出太阳能变为热燃料的能效可达到16%～19%，有效提高了CO2的转化．除必要热能外，热催化CO2还原还离不开催化剂的作用，高性能的热催化剂可有效促进化学键的形成与分解[74]，提高催化效率，因此开发新型热催化剂也是未来的研究重点．c．光催化热催化是通过热催化剂将太阳能转化为热能降低活化能来促进CO2转化，而光化学转化则是利用化学反应中光子的能量．光催化原理是当催化剂被能量大于禁带宽度的光照射时，价带上的电子被激发，跃迁到导带，在价带上留下空穴．光生电子在导带中起还原作用，光生空穴在价带中起氧化作用．利用电子的还原性能，CO2可以被还原成甲烷、甲醇、CO等产品，产物的选择性一般受到催化剂催化效率的影响．影响催化效率的因素很多，如催化剂浓度、反应温度、时间、反应物比例、系统压力、pH值、光强度、波长及作为光电子空穴“清道夫”的牺牲剂等[75]，其中催化剂本身是光催化研究的重点．常见的光催化剂材料有半导体材料、石墨烯基纳米材料、有机金属及其复合物等．半导体作为光催化剂，通常要考虑光谱响应范围、禁带宽度及光生电子空穴对的分离效率等．为了提高光催化过程的转化率和选择性，发展了多种半导体表面改性的方法，包括掺杂、复合、金属沉积和异质结构建等[76]．在众多被研究的半导体材料中，TiO2最为典型[77]．以TiO2为例，掺杂可分为金属掺杂和非金属掺杂．其中，金属离子可以有效替代晶格中的钛原子，从而改善光谱利用率．冯维[78]将不同价态的Fe离子掺杂到TiO2中，有效改善了TiO2的可见光响应．而掺杂的非金属元素，如C，N，S等，可以取代晶格中的氧原子，减小禁带宽度，提高载流子寿命．研究表明[79]，共掺杂比单掺杂更有利于提高TiO2的光催化活性．金属沉积多考虑的是单原子贵金属，如Pt，Au，Ag，Pd等．Feng等[80]研究表明：在相同的光照条件下(太阳光AM1.5，100 mW/cm2，照射1 h)，表面沉积Pt的TiO2甲烷产率是没有Pt沉积时的6倍，约36 μL·h/g．Pt纳米粒子为TiO2提供了更多的活性点位，提高了光生电子和空穴分离效率．同质结和异质结构建的目的是为光生电子和空穴的传输提供一条有利的通道，有效降低光生电子和空穴的复合效率[81-85]．当前研究较为成熟的异质结构为Z型异质结和2D-2D型异质结构．TiO2既可以和别的半导体结合形成异质结，也可以和自身的不同晶相或不同晶面形成同质结构Yu等[86]利用DFT计算得出锐钛矿型TiO2的{101}和{001}晶面暴露的最优比例为45∶55．石墨烯材料也可以称为禁带宽度为0的半导体材料，因此提高石墨烯光催化性能的途径也多是掺杂、复合和沉积[87-91]．除了钛基材料，还有很多光催化剂被报道用于CO2光还原，但大多数都存在能量转换效率低、选择性不可控、稳定性较差及不能完全抑制水的竞争性析氢反应(HER)等问题，因此光催化还原CO2尚有很大的发展前景．催化材料在CO2转化过程中发挥着重要作用，产生了许多有趣的组合，如微波催化、光电催化、光热催化及等离子体催化等．微波辐射加热被证明有利于CH4-CO2催化重整反应[92]．等离子体技术在CO2转化过程中显示了突出优势和独特功能，与电催化和热催化相比，太阳能直接将CO2转化为合成气过程的能源效率能够达到20%，而等离子体技术能源效率可达60%～80%．CO2光电化学催化还原是光催化与电催化的结合[93]．与单一电催化相比，改性后的半导体光催化剂在光谱响应范围内可以实现红移．太阳光可以直接催化光生载流子的形成并参与反应，还原CO2．整个过程减少了外部能源的输入，真正实现了清洁能源的可持续利用和低碳排放．相较于单一的光催化，光电催化可以通过施加一定的偏压来诱导光生载流子的能带弯曲，从而有效抑制电子空穴的复合，提高CO2的转化效率．3.3.2　塑料用作塑料原料的CO2基聚合物由碳氢化合物和CO2共聚而成，可在自然环境中完全降解，减少了石化产品的消耗[94]，引起了工业界的广泛关注．它可用于一次性包装材料、餐具、保鲜材料、一次性医用材料、地膜等．1969年，井上等[95]在与环氧化合物的顺序共聚过程中首次使用CO2形成高分子量脂肪族聚碳酸酯．近几十年，对聚合物的反应机理、催化效率和应用进行了大量的实验和理论研究[96-97]，表明聚合反应是一种催化反应，其发展的关键是开发廉价高效的催化剂．目前，CO2与环氧化合物共聚中常用的催化剂包括均相、非均相和负载型催化剂，主要包括有机金属化合物[98]，如β-二亚胺(BDI)锌络合物、稀土金属络合物、金属卟啉络合物和席夫碱金属络合物等．图3显示了共聚过程中具有代表性的均相和非均相催化剂[99]．一个好的共聚催化体系应具有高选择性、易制备，安全无毒[100]．CO2共聚物的催化活性相对较低，热性能和机械性能较差，限制了其大规模应用．10.13245/j.hust.220708.F003图3常见的均相和非均相催化剂体系3.4　生物利用基于自然界光合作用中CO2转化为碳水化合物，利用植物和自养微生物对CO2进行生物固定是一种安全、经济的方法．相较于常见的植物，自养微生物繁殖快、体积小、光合速率高、环境适应性强、加工效率高、方便与其他技术集成，1 kg藻类可固定约1.83 kg CO2[101]，微藻作为化石燃料的替代能源的研究在全球范围内引起了极大关注[102]．在微藻光合作用过程中，CO2首先被核酮糖二磷酸羧化酶-加氧酶(Rubisco)固定，然后通过Calvin-Benson循环(C3循环)利用光能转化为有机化合物．因此，影响CO2生物固定性能的因素主要是Rubisco羧化酶(即微藻)的选择[103]．固定过程中的物理化学参数，如培养温度、CO2浓度、光照和pH值，对CO2的生物固定也会产生影响[104]．生物利用技术的产品附加值较高、经济效益较好，但微藻的人工养殖规模较小，全球每年养殖的微藻总量仅2×104～3×104 t，且大部分微藻用于食品与保健品等领域，生产成本与价格均较高．受制于成本，CO2的微藻生物转化目前仍处在实验室水平．4 CO2封存CO2的封存方式主要包括地质封存和海洋封存．地质封存是自然界模拟化石燃料的一种封存机制，地层中CO2的储存可通过管道或交通运输至封存位置，如废弃油田、不可开采煤层、高含盐构造层等．海洋封存主要有溶解型和湖泊型两种封存方式，是指将CO2通过管道或船舶运送并储存在深海水或深海海床上．溶解型海洋封存即将CO2运送到深海中，让其溶解然后缓慢变成自然界碳循环的组成部分；湖泊型海洋封存是指将CO2送入地下3 km的深海里，在海底变成液态，极大延缓其分解到环境中的周期．CO2海洋封存的发展潜力巨大，具有广阔的应用前景，但现阶段成本极高且存在泄露风险[105]．在全球大规模碳封存技术中，最主要的是CO2驱油技术和咸水层CO2封存．海外CCUS项目起步早，规模较大．国外报道的第一个大型CCUS项目是1972年美国建造的Terrell项目，CO2捕集能力达4×105～5×105 t/a；之后，挪威、美国、加拿大、澳大利亚、日本及阿联酋等国家加快了CO2捕集项目的工业化进程，碳捕集能力达到了1×106 t/a．中国CCUS减排贡献需求如图4所示．我国CCUS项目起步较晚，各环节技术均取得显著进展，但大部分尚处在基础研究、中试或工业示范阶段，已投运或建设中的CCUS示范项目多以石油、煤化工、电力行业小规模的捕集驱油示范为主，鲜见大规模多种技术组合的全流程工业化示范．10.13245/j.hust.220708.F004图4中国CCUS减排贡献需求据CCUS减排贡献需求数据[106]预计，要达到2060年碳中和与全球1.5 ℃温控目标，CCUS至少需要贡献1.41×108 t/a的减排需求．相较于已投运或建设中的CCUS示范项目数量，我国CCUS尚有很大的发展空间．5 结论碳达峰、碳中和“双碳”背景下，CCUS作为碳减排重要措施，成为研究热点．通过对CCUS技术体系进行了综述，得出主要结论如下．a．CO2捕集技术可分为燃烧前、燃烧中和燃烧后捕集，燃烧前和燃烧中捕集具有分离难度低、相对成本低等特点，但运行复杂、稳定性差，且装置投入大．燃烧后捕集可以规避这些缺点，工艺相对成熟，但受到吸收剂和吸附剂的选择性低、效率低、再生成本高的限制，新型吸收剂和吸附剂是未来研究重点．b．CO2捕集后的封存技术包括地质封存和海洋封存等，发展潜力巨大但成本极高且存在远期泄漏等风险，现阶段尚不具备大规模运用的条件，更倾向于CO2利用技术．c．CO2利用技术包括矿化、物理利用、催化、共聚、生物固定等，其中催化最具发展前途．电催化较为成熟，但其反应动力学参数、电流效率、反应体系稳定性等仍须系统研究；热催化中如何提高能效是难点；光催化无须外加能量，具有明显优势，但其能量转换效率、选择性、光生载流子寿命、水竞争反应等有待深入研究，高性能、高选择性、长寿命新型催化剂的开发是发展趋势．d．CCUS技术是捕集、利用等环节构成的体系，各环节仍有很多亟须解决的难题，须在政策、技术、国际合作等方面系统推进，将实验室研究与工程示范相结合，不断推进CCUS技术进步，为“双碳”目标的实现提供技术支撑．