现代化工

现代化工 ›› 2025, Vol. 45 ›› Issue (10) : 44-49. DOI: 10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2025.10.008

技术进展

磁性生物炭的制备及其对环境中污染物治理的研究进展

王娜 ¹^,²^,³ ,
刘哲 ²^,³^,^* ,
陈微微 ¹^,²^,³ ,
孟婷婷 ¹^,²^,³ ,
罗玉虎 ¹^,²^,³

作者信息 +

Preparation of magnetic biochar and advances on its application in environmental pollution control

Na WANG ¹^,²^,³ ,
Zhe LIU ²^,³^,^* ,
Wei-wei CHEN ¹^,²^,³ ,
Ting-ting MENG ¹^,²^,³ ,
Yu-hu LUO ¹^,²^,³

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摘要

综述了磁性生物炭的制备原料、方法,并比较了各方法的优缺点,分析了静电吸附、沉淀与共沉淀作用、π-π电子相互作用和疏水作用吸附机理,最后探讨了吸附污染物的影响因素。在此基础上提出了未来磁性生物炭的发展方向,以期为磁性生物炭在污染治理领域提供理论依据。

Abstract

This account reviews the raw materials and methods for preparation of magnetic biochar,compares the advantages and disadvantages of various methods,and analyzes the adsorption mechanism,including electrostatic adsorption,precipitation and co-precipitation,π-π electron interaction,and hydrophobic interaction.Finally,the factors affecting the adsorption of pollutants by magnetic biochar are expounded.On this basis,the development directions of magnetic biochar in the future are proposed,aiming to provide theoretical guidance for the application of magnetic biochar in pollution control.

Graphical abstract

关键词

磁性生物炭 / 吸附因素 / 环境污染物 / 吸附机理 / 制备方法

Key words

magnetic biochar / adsorption factor / environmental pollutants / adsorption mechanism / preparation method

Author summay

王娜(1990-),女,硕士,高级工程师,研究方向为污损土地修复治理材料,Na0113@126.com.

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王娜,刘哲,陈微微,孟婷婷,罗玉虎. 磁性生物炭的制备及其对环境中污染物治理的研究进展[J]. , 2025, 45(10): 44-49 DOI:10.16606/j.cnki.issn0253-4320.2025.10.008

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生物炭因强大的吸附能力,能够有效去除水溶液中的重金属和有机污染物,受到广泛关注。然而,由于粉末状的生物炭通常需要离心、过滤等步骤进行分离,在一定程度上限制了生物炭在废水处理中的大规模应用^[1]。此外,在分离过程中,生物炭吸附的污染物可能会发生解析等,造成二次污染^[2]。因此,为解决生物炭这一瓶颈问题,提升其在水污染修复中的效果,显得尤为重要。

为此,将过渡金属(Fe、Co、Ni、Mn)或其氧化物引入生物炭基中,形成磁性生物炭,通过磁性分离,可以简单、快速地从水介质中去除,这一技术有效解决了生物炭的瓶颈问题。磁性介质的引入不可避免地改变了生物炭的物理化学性质,如比表面、孔径结构、晶型结构等,这些特性的改变大大增加了磁性生物炭对废水中重金属和有机污染物的有效吸附。有研究表明,磁性生物炭是废水中污染物去除的有效吸附剂,甚至可以去除核污染废水^[3]。有研究报道,磁性生物炭可以作为催化剂,催化过硫酸盐产生的活性氧物种能够有效降解水溶液中的有机污染物^[4]。此外,磁性生物炭还可以作为电极,提高电容器的电容和导电性能。因此,可以看出,利用生物质材料制备磁性生物炭是一种双赢的策略,它不仅弥补了生物炭在工业应用中的不足,还进一步扩展了生物炭的应用领域。

1 磁性生物炭的制备

1.1 制备原料

磁性生物炭的制备涉及多种原料,主要包括生物质原料和磁性前驱物。生物质原料提供了生物炭的基质,而磁性前驱物则赋予生物炭磁性特性。选择合适的原料是制备高性能磁性生物炭的关键。生物质原料主要包括农作物废弃物,如稻壳、玉米秸秆、小麦秸秆、甘蔗渣等,这些农业废弃物富含有机物,且大多数来源广泛、成本低廉;木质废弃物,如木屑、木炭等,这些原料的结构稳定且含有丰富的纤维素和木质素;动物粪便,如牛粪、猪粪、鸡粪等,不仅富含有机物,还含一定量的矿物质成分;城市垃圾如厨余垃圾、园林废弃物等,是可再生资源的一个重要来源,能够有效减轻垃圾的处理压力;海藻类或水生植物,如藻类、浮萍等,这些原料中含有丰富的有机物,并且能够在特定的环境中生长,具有可持续性。马志荣等^[5]利用桑数枝为原材料制备了磁性生物炭修复矿区土壤中的重金属砷和汞,相比之下,磁性生物炭是As、Hg污染土壤的最优改良剂。磁性前驱体是制备磁性生物炭的关键,能够赋予其磁性特征^[6]。常见的磁性前驱体包括铁源、钴源、镍源、其他过渡金属,其中金属类是最为常见的磁性前驱体,如FeCl₃、FeSO₄、FeCl₂这些铁盐能够在热解过程中转化为氧化铁(如Fe₃O₄、Fe₂O₃等),形成磁性材料。钴源(如CoCl₂)可与铁一起形成钴铁复合物(如CoFe₂O₄),能够增强磁性生物炭的吸附能力和催化性能。镍源(如NiCl₂)常与铁共同复合,形成NiFe₂O₄等磁性物质。其他过渡金属,如锰(Mn)、铜(Cu)等金属源,可以在合成过程中与生物质反应,形成具有磁性的金属氧化物(如MnFe₂O₄、CuFe₂O₄等)。

1.2 制备方法

磁性生物炭的制备技术多种多样,常见的主要有浸渍-热解法、共沉淀法、水热炭化法。

1.2.1 浸渍-热解法

浸渍-热解法制备磁性生物炭的基本过程是将生物质浸泡在含有过渡金属盐(如硫酸铁、氯化铁等)的溶液中,待生物质吸附金属离子后,去除溶剂并将生物质样品进行干燥处理,限氧或惰性气氛下在马弗炉中进行热解,最终得到磁性生物炭。在该过程中,热解和磁化在同一步骤中完成,从而可以通过严格控制操作参数(热解温度、热解时间和惰性气体)确保磁性生物炭的理化性质和吸附能力。Zhang等^[7]发现,通过提高热解温度和热解时间,可以明显增大磁性生物炭的孔隙结构,当热解温度为873 K时,磁性生物炭具有最大比表面积和孔体积。Liu等^[8]发现,在不同温度(650~800℃)下制备的磁性生物炭对Cr(Ⅵ)的吸附容量范围为182.32~223.21 mg/g,并且吸附量与热解温度呈正相关;此外,热解温度对磁性生物炭中形成的氧化铁种类也有影响。随着热解温度的升高,磁性生物炭中的铁氧化物种类会发生明显变化。例如,低温热解(如500℃)时,铁主要以氢氧化铁的形式存在,随着温度升高,氢氧化铁逐渐转变为铁氧化物,如赤铁矿(Fe₂O₃)、磁铁矿(Fe₃O₄)、五面体铁矿(FeO)等,高温(如800℃以上)热解时,铁氧化物可能进一步还原为零价铁(FeO),这会导致磁性生物炭的磁性强度增强。在700℃下制备的磁性生物炭具有较强的磁性,对Cr(Ⅵ)有较好的吸附性能,这与热解过程中形成的磁铁矿和其他铁氧化物种类密切相关^[9]。

1.2.2 共沉淀法

共沉淀法通常是将铁盐(硫酸铁、氯化铁等)溶解于去离子水中,制成铁盐溶液,溶液中的金属离子(如铁盐)与沉淀剂(如氢氧化钠、氨水等)反应,调节溶液的pH(9~10),生成金属氢氧化物沉淀,经过后续的热处理(300~700℃)或还原反应,形成磁性金属氧化物(如磁铁矿、赤铁矿、五面体铁矿等),从而使生物炭具备磁性。共沉淀制备的生物炭相对比较稳定,操作过程易于控制。其反应式为:

(1)$\mathrm{Fe}^{2+}+2 \mathrm{Fe}^{3+}+8 \mathrm{OH}^{-} \longrightarrow \mathrm{Fe}_{3} \mathrm{O}_{4}+4 \mathrm{H}_{2} \mathrm{O}$

通过共沉淀法,磁性前驱体(Fe²⁺、Fe³⁺、Mn²⁺等)在碱性条件下与生物炭表面发生反应,生成磁性氧化物(如Fe₃O₄),这不仅增加了生物炭的表面积,还显著改变了表面电荷分布和化学稳定性。晁莉^[10]利用酒糟生物炭负载Fe元素,通过共沉淀法制备磁性生物炭,其含氧官能团羟基—OH(3 340 cm^-1)、羰基—C=O(1 640 cm^-1)、碳羟基—C—OH(1 150 cm^-1)的强度增大,并且出现了活性炭中没有的醚键—C—O—C(1 350 cm^-1),随着负载磁性铁的比例不断升高,铁氧官能团逐渐增强。Ibrahim等^[11]通过共沉淀法使用负载在活性稻草生物炭上的磁性双金属氧化物(CuO-Fe₃O₄)催化剂来提高生物油质量,研究表明这些催化剂对生物油的物理特性和化学组成有显著改善,生物油的热值(HHV)从21.3 MJ/kg增加到32.1 MJ/kg,pH从原始生物油的4.3增加到5.63,生物油酸度明显降低。随着纳米技术的发展,共沉淀法被广泛应用于纳米离子的制备。Alqadami等^[12]通过共沉淀法制备出了一种有效和新型的纳米复合材料(Fe₃O₄@TAS),并用于除去重金属离子Cd(Ⅱ)、Cr(Ⅲ)和Co(Ⅱ),合成的纳米复合材料显示出高的吸附量,其中BET表面积高达210.34 m²/g,并且这种新型纳米复合材料易于与水分离,很容易将重金属离子从磁性复合材料中脱附出来。颜秀花等^[13]采用共沉淀法制备了磁性纳米ZnFe₂O₄/Ag₃PO₄复合材料,SEM图显示 ZnFe₂O₄/Ag₃PO₄复合材料呈不规则球形,平均颗粒尺寸约50 nm,明显大于纯的纳米ZnFe₂O₄粒子,并具有优异的结构稳定性和循环利用性能,循环4次后,ZnFe₂O₄/Ag₃PO₄的回收率为93.1%,具有更好的稳定性和更高的重复利用率。聂新星等^[14]利用亚氨基二乙酸改性Fe₃O₄@SiO₂磁性颗粒修复土壤,镉含量由10.91±2.06 mg/kg下降至1.64 mg/kg,去除率达到84.90%,材料磁选回收后可有效移除15.91%~18.55%的土壤总镉,其中有效态镉移除量达33.33%~50.26%。肖鑫等^[15]采用共沉淀法制备磁性纳米S-ZnFe₂O₄,通过土柱淋溶实验探究了S-ZnFe₂O₄磁性纳米材料作用下,镉污染土壤中 Cd(Ⅱ)的转化及淋溶释放行为,研究表明镉含量为5.69 mg/kg的污染土壤中Cd(Ⅱ)的淋溶释放量较空白组减少96.02%,S-ZnFe₂O₄的平均磁选回收率可达77.94%。秦华等^[16]以玉米秸秆生物炭为载体,通过共沉淀方法将单一金属(Fe)和双金属(Fe/Ni)作为磁性组分制成磁性生物炭吸附材料,SEM-EDS图像显示金属改性生物炭的表面显示为粗糙和不规则的形态,表面覆盖着大量的微粒,在热解温度为500℃下重复进行3次吸附-解吸后,去除效率仍能达95%,表明其具有优良的可再生性和经济适用性。

1.2.3 水热炭化法

水热炭化(HTC)是一种热化学转化技术,因能够在无需预干燥的情况下将湿生物质转化为能源和化学品而备受关注,其固体产物-水热炭(hydrochar)因在废水污染修复、土壤修复、固体燃料及其他碳材料制备方面的应用潜力而受到广泛关注。Sun等^[17]通过水热炭化法制备了磁性生物炭,采用高钾铁酸盐作为前驱体和内源氧化剂,用于水溶液中酚类化合物的类芬顿降解,研究发现,水热炭化过程引入了多种铁的物种,生成了持久的自由基(PFRs),为激活H₂O₂生成反应性氧种(ROSs)提供了多样的催化位点,从而提高了酚类化合物的降解,经过5次循环后,磁性生物炭的催化降解效率从9.74%轻微下降至87.95%,显示出良好的可回收性;Kaewtrakulchai等^[18]以马粪为前驱体制备生物炭,以硝酸铁盐、氧化铁作为磁性前体进行水热炭化处理,制备了磁性碳纳米纤维(MCNF),所制备的MCNF呈现出高密度的多孔结构,表面积高达435.31 m²/g,且具有较高的碳含量。研究显示,该磁性材料对废水中的美克蓝染料去除率达到92%~99%,去除效果非常好。Zhang等^[19]以中药废弃物为原料,通过水热炭化法制备了水炭磁性吸附剂,研究显示,水炭磁性吸附剂饱和磁化强度较高,可以通过外部磁场轻松地从混合溶液中分离和回收,SEM图谱显示,水炭磁性吸附剂表面结构粗糙多孔,吸附点位丰富、能力强,其吸附符合二级反应动力学模型和Freundlich模型。其研究为中药产业废弃物的高值化利用提供了创新思路,实现了环保和以废治废的目的。Selvaraj等^[20]利用水热炭化法以印度龙脑香(vateria indica)果实为前驱体合成磁性生物炭复合材料用于类芬顿催化降解染料,SEM分析显示该磁性复合材料具有超强的磁性,饱和磁化强度为 4.74 emu/g,比表面积为5.74 m²/g,孔体积为0.029 cm³/g,孔径为20.86 nm,在3 h内几乎完全降解美蓝燃料,降解过程符合一级反应动力学。在7个循环实验中,复合磁性炭材料仍能保持93.98%~97.59%的降解效率。Cai等^[21]发现,利用水热碳化法制备的磁性生物炭对Cr(Ⅵ)的最大吸附容量可达142.86 mg/g,这一吸附能力高于共沉淀法、还原共沉积法和浸渍-热解法制备的磁性生物炭。

2 磁性生物炭对重金属污染物的吸附机理

磁性生物炭的吸附能力主要受其结构的影响,制备生物炭的生物质原料及制备方法不同其微观结构上存在的差异较大。同时吸附质的特性也会对吸附效果产生一定的影响。目前的研究表明,磁性炭材料对污染物的作用机理主要包括静电吸附、沉淀与共沉淀、表面络合、离子交换、π-π电子相互作用和疏水作用等。磁性生物炭去除重金属污染物的机理如图1。

2.1 静电吸附

静电吸附是基于库仑引力的一种物理吸附方式。当磁性生物炭表面带有负电荷时,能够有效吸附溶液中的阳离子(如Pb²⁺、Cd²⁺、Cu²⁺等)。该过程可描述为:

(2)$\mathrm{M}^{n+}+\mathrm{BC}^{-} \longrightarrow \mathrm{M}+\mathrm{BC}$

其中,Mⁿ⁺为溶液中的重金属阳离子,BC^-为带负电荷的磁性生物炭表面。

磁性生物炭的负电荷主要来源于表面的含氧官能团,如羧基(—COO^-)、酚羟基(—OH)和羟基(—O^-)等。这些官能团在水溶液中能够部分解离,使磁性生物炭表面呈现负电性,从而与溶液中的金属阳离子发生静电相互作用。在吸附初期,污染物分子与磁性炭表面发生初步的相互作用,通过静电力形成较松散的吸附层。随着吸附过程的进行,污染物与磁性炭表面之间的吸附作用逐渐增强,吸附层逐渐稳定。最终,磁性炭表面达到吸附饱和状态,所有活性位点都被污染物占据,吸附过程停止。Maneechakr等^[22]研究表明。在酸性条件下,磁性炭表面带负电,能够有效吸附带正电的Pb²⁺离子,该过程的吸附量随着pH的降低而增加,表明pH对吸附过程有显著影响。此外,加入外部磁场后,吸附速率明显提高,表明磁性炭的磁性增强了吸附性能。在碱性条件下,罗丹明B带负电,磁性炭表面带正电,因此它们之间形成了静电吸附,通过调整pH和优化外部磁场条件,磁性炭对罗丹明B的吸附效果得到了显著提高。实验结果表明,磁性炭不仅能快速去除罗丹明B,还能在吸附饱和后通过外部磁场轻松回收,具有良好的可再生性。但是,Meng等^[23]的研究发现,当pH小于磁性炭的零点电荷时,溶液pH的升高使得磁性炭与全氟丁烷磺酸分子之间的静电引力减弱,导致去除率降低。

2.2 沉淀与共沉淀作用

磁性炭通常由磁性颗粒(如Fe₃O₄)与生物炭或活性炭复合而成,具有较大的比表面积和丰富的表面官能团,如羧基(—COOH)、羟基(—OH)、氨基(—NH₂)等。这些功能团能够与水中的金属离子和其他污染物发生相互作用,形成配合物或通过静电力吸附金属离子。Xia等^[24]研究显示,Zn改性沼气渣生物炭吸附As³⁺主要是通过Zn-OH中羟基交换配体形成Zn-O-As³⁺以及多孔吸附,并形成稳定的配位配合物,从而促进沉淀过程。与此同时,表面的氨基能够与重金属离子反应,生成不溶性氢氧化物或硫化物沉淀,这些沉淀能够通过外部磁场轻松回收。在磁性炭去除污染物的过程中,沉淀与共沉淀作用通常是通过以下几个步骤进行。①吸附阶段:溶液中的金属离子或其他污染物首先被磁性炭表面吸附。由于磁性炭表面含有丰富的功能团,这些离子能够通过静电吸附、化学吸附或配位反应与表面功能团结合。②沉淀反应:金属离子在吸附后,会与溶液中的沉淀剂(如氢氧化物、硫化物等)反应,生成不溶性的金属沉淀。一般来说,pH≤8.0时 Cd(Ⅱ)在水溶液中主要以Cd²⁺存在,而后随pH增大逐渐生成Cd(OH)⁺,当pH≥10.0后则主要以 Cd(OH)₂沉淀的形式存在。③共沉淀过程:除了目标金属离子外,水中的其他溶解性金属离子(如Zn²⁺、Ni²⁺)和杂质可能也会在沉淀过程中与目标污染物一同沉淀,形成复合沉淀。共沉淀现象可以提高污染物去除效率,但也可能带来一些副作用,例如,共沉淀物的溶解可能导致二次污染。④磁性分离:沉淀形成后,由于磁性炭的磁性,沉淀后的磁性炭可以通过外部磁场迅速分离,从而实现高效回收。

2.3 π-π电子相互作用和疏水作用

π-π电子相互作用是磁性炭去除有机污染物,特别是芳香族化合物时的一个关键机制。磁性炭表面通常含有芳香环结构或类似结构的碳基材料,这使得它能够与水中带有芳香环的有机分子(如多环芳烃、苯类化合物等)发生π-π相互作用。具体来说,磁性炭表面的芳香环通过电子云的相互作用与溶液中的芳香族分子相互作用,形成稳定的结合。此种相互作用不仅能显著增强磁性炭对芳香族化合物的吸附能力,还能提高去除效率。余谟鑫等^[25]的研究发现,芦荟青皮磁性炭存在芳香族化合物,与Ni²⁺和Co²⁺之间产生π-π电子供体-受体作用,进一步提高去除效率。林德鑫等^[26]以槟榔秸秆和污泥为前驱体制备活性炭,并附在FeCl₃得到磁性炭,其通过表面的C—O官能团与亚甲基蓝(MB)的芳环之间的π-π键相互作用,将MB分子转移到磁性炭表面,从而达到去除的效果。

疏水作用则是磁性炭在去除疏水性污染物中的另一个关键机制。磁性炭的表面具有非极性的碳原子和芳香环结构,这使得它能够与溶液中疏水性分子(如油类、氯苯等)发生疏水作用。当水中存在油脂、油污等疏水性污染物时,磁性炭表面的疏水性部分通过范德华力等作用力与这些污染物分子相互作用,促使其吸附在磁性炭的表面。与此同时,疏水作用能够通过减少水分子的干扰,增强磁性炭对疏水性污染物的选择性吸附。磁性炭在去除油类污染物时,表现出了显著的吸附能力,这使得它成为处理油污水的理想材料。Dong等^[3]研究中,制备的Fe₃O₄@BC增加了催化剂与多环芳烃的亲和性,对疏水性有机污染物的去除效果显著。

3 磁性生物炭去除污染物的影响因素

磁性生物炭因优异的吸附性能和良好的磁回收性,在污染物去除领域具有广泛应用。其去除效果受多种因素影响,包括生物炭的制备条件、材料理化特性、污染物性质、溶液环境以及外部环境条件等。炭化温度影响生物炭的比表面积和孔结构,高温炭化通常能提高材料的孔隙率,从而增强污染物的吸附能力,Liu等^[8]研究了热解温度对磁性炭去除多环芳烃污染物的影响,结果表明,随着热解温度的升高,磁性炭的炭化作用增强,当热解温度达到873 K时,得到的磁性生物炭比表面积和孔隙结构最大;Thines等^[27]研究了不同温度(773~1173 K)下制备的磁性生物炭对刚果红(CR)的吸附情况,结果表明,在较高温度下制备磁性生物炭对CR的去除率较高,在1 073 K温度下制备的磁性生物炭的去除率最高,然而,当制备温度进一步提高制备的磁性生物炭对CR的吸附能力降低。另外,不同的磁性改性方法(如共沉淀法、水热法等)会影响磁性颗粒的分布和负载量,从而改变吸附性能和催化活性,例如,Wang等^[28]用芦苇作为前驱体制备生物炭,并将CeCl₃·7H₂O混合FeCl₃、FeCl₂分别用化学共沉淀法和水热法制备磁性生物炭去除水中的Sb(Ⅴ),结果表明,化学共沉淀法制备的磁性生物炭吸附效果明显优于水热法。同时,掺杂N、S、O等异原子可调控磁性生物炭的表面化学性质,提高对污染物的去除效率。硫掺杂磁性生物炭可重复使用吸收溶液中的汞,从10×10^-6的氯化汞溶液(Ce₂=1.38×10^-6)中能去除超过86%的汞。较大的比表面积和发达的孔结构有助于增强吸附能力,而表面官能团(如羟基、羧基、酚羟基等)可通过静电相互作用、氢键作用或络合作用促进污染物的去除。此外,磁性强度的高低影响材料的回收利用效率,较高的磁性有助于在水处理后快速分离材料,便于循环使用。同样的,污染物的性质也是影响去除效率的重要因素。不同污染物的分子结构、电荷特性和溶解度都会影响其与磁性生物炭的相互作用。例如,带负电的污染物更容易与带正电的磁性生物炭表面结合,而疏水性较强的污染物更倾向于通过疏水作用被吸附。此外,污染物的溶解度决定了其在水相中的分布,从而也影响其被磁性生物炭去除的效率。溶液环境因素同样不可忽视,pH对生物炭表面电荷状态和污染物的存在形式具有显著影响,在不同pH条件下,污染物与吸附剂之间的相互作用可能发生变化,秦华等^[16]的研究表明,在酸性溶液条件下,磁性生物炭对微塑料的去除效果优于碱性条件,Cai等^[29]发现,碱性溶液下磁性炭对亚甲基蓝的吸附效率更高,而在中性环境下更有利于磁性炭吸附4-硝基甲苯。水体中的共存离子也可能会与污染物竞争吸附位点,降低去除率,而对于催化降解过程,溶解氧的含量会影响活性氧物种的生成,从而影响污染物的降解效果。外部环境因素如搅拌速率、接触时间和温度也对去除效果产生影响,较高的搅拌速率能够加快污染物向吸附位点的传质,提高去除效率^[30]。接触时间影响吸附和降解的平衡状态,通常去除率会随着时间延长而提高,直至达到吸附饱和或反应平衡。温度对吸附和催化反应的速率具有调控作用,较高的温度可能促进自由基的生成,提高催化降解能力。

4 结语与展望

磁性生物炭作为一种新型的污染物修复材料,具有广泛的应用潜力。通过对磁性生物炭的制备方法和吸附机理的研究,学者们发现其不仅具有良好的比表面积和孔隙结构,而且通过表面改性可以引入更多的官能团,增强其对土壤中重金属污染物的吸附能力。然而,尽管磁性生物炭在环境污染治理中表现出了显著的吸附能力,但仍存在一些亟待解决的问题。首先,磁性生物炭的制备过程和应用效果受原料选择、热解温度、表面改性等因素的影响,需要进一步优化制备工艺以提高吸附能力和成本效益。其次,在实际应用中,土壤的复杂性和重金属的种类不同,可能导致磁性生物炭的吸附性能受到影响。因此,需要更加系统地研究不同类型土壤和重金属的相互作用机制,以便更好地指导磁性生物炭在不同环境条件下的应用。

因此,未来研究可以多关注以下几个方面:①通过表面改性和功能化设计,提高对特定重金属的选择性吸附能力,增强在复杂土壤环境中的修复效果;②探索磁性生物炭的二次利用和回收技术,实现资源的循环利用,降低应用成本;③结合磁性生物炭的吸附特性,开发新型复合材料,进一步提高修复效率和稳定性。

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原文顺序 | 出版日期 | 本文引用

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