磁性生物质炭修复重金属污染水体研究进展*

宋少花， 徐金兰， 宋晓乔，于 媛

(1.西安建筑科技大学 华清学院，西安 710043；

2.西安建筑科技大学 环境与市政工程学院，西安 710055)

近年来，由于冶炼工艺粗糙，回收方法效率低，大量有毒金属通过工业废水和冶炼渣排放到环境中[1]，排放的重金属污染废水已严重污染土壤和水系统，对人类健康和水生生物构成了巨大的潜在威胁。重金属污染物主要包括Cu、Zn、Hg、Cd、Pb、Sn、As、Cr、Co、Ni、Ag等，这些金属是水体系统中最常见的有毒金属污染物。由于重金属的高毒性、致癌性、广泛的来源和不可生物降解的特性，重金属污染废水已成为全球性问题，最严重的是，它可能对环境和人类健康造成持续威胁，并且比以往任何时候都更加严重。因此，重金属污染废水的修复已成为一个普遍而紧迫的问题。目前，用于处理含有重金属污染物的废水包括吸附[2]、膜过滤[3]、电凝聚[4]、离子交换[5]、浊点萃取[6]和高级氧化工艺[7]，去除水中重金属污染的各种方法中，吸附技术因其操作简单、去除率高、适用性强、可重复使用吸附剂及成本低等优点在重金属废水的处理中应用广泛[8]，是目前最有前景的重金属污染控制方法。

吸附技术中最重要的考虑因素是选择合适的吸附剂[9]，一种好的吸附剂应具有比表面积大、吸附速率快、平衡时间短等特点[10]。目前，已开发出多种吸附剂，包括活性炭、碳纳米管、壳聚糖、天然无机矿物、合成功能化聚合物等。近年来，生物质炭以其丰富的结合位点、大的比表面积、优良的吸附性能、低成本、高的抗冲击性和耐受性而备受关注。生物质炭材料可以从不同的前驱系统中获得，如森林和农业废物、工业副产品和废物以及城市固体废物。生物质炭丰富的孔隙结构和丰富的官能团为Zn(Ⅱ)、Cd(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)和Cr(Ⅵ)等重金属离子提供了更多的吸附位点[11]，而且有研究证明生物质炭能够将重金属离子转化为毒性较小的物质，所以被认为是在废水处理中有效去除重金属的理想材料。但是要在修复完成后的水体或土壤中回收或重复利用生物质炭颗粒，是很艰难的，而且那些残留在土壤或水体中的生物质炭，可能会在环境因素变化后将已吸附固定的重金属再次释放到环境中，这也限制了生物质炭的大规模应用[12]。生物质炭材料具有较大的表面积，可以作为稳定的载体，将磁性颗粒固定在其多孔结构中，金属氧化物颗粒为复合材料提供磁性，从而简化了吸附剂与处理水相的分离，通过施加外部磁场[13]，可以实现磁性吸附剂的分离。该磁场可使分离、洗涤和再分散变得容易[14]，进而回收——再生——再利用，提高其修复性能。磁性生物质炭材料是近年来越来越受到关注的新型材料，在对重金属污染尤其是复合污染的修复中，有着越来越多的应用。

大量的研究表明，磁性生物质炭的吸附能力受到前驱材料、pH值、温度、磁性生物质炭投加量、吸附时间以及与污染水体相关的其他因素的影响，导致其物理和化学性质的变化，这反过来影响其对重金属的吸附特性。本文对近年来磁性生物炭在重金属污染水体中的应用研究进行了综述和分析，具体目标如下：(1)简要总结了磁性生物炭的不同制备方法；
(2)整理磁性生物质炭吸附重金属的机制(3)分析影响磁性生物质炭与重金属相互作用的因素；
(4)通过整理该领域的最新发展，提供合理的未来前景。本综述旨在强调磁性生物质炭在重金属污染水处理领域进一步研究的必要性，并直接关注磁性生物质炭材料在重金属污染水处理领域的未来研究。

由于生物质炭的粒径非常小，在捕获重金属离子后很难从溶液中分离出来，为了克服这一缺点，磁性生物质炭可用不同方法制备，在外磁场下实现快速、简单的分离、回收、再生利用。将磁性赋予含碳前体的先决条件是它们与金属氧化物颗粒的结合[15]，可以使用几种金属前驱体，如铁(Fe)、镍(Ni)和钴(Co)基化合物。由于成本相对较低、可用性强和引入磁性的能力，通常使用铁基化合物，特别是铁盐[16]。在不同的铁氧化物、氢氧化物和氧氢氧化物中，磁铁矿(Fe3O4)和磁偏铁(γ-Fe2O3)分别在室温下表现出最高的铁磁性质，磁化强度分别为100和60 A/m[17]。制备磁性生物质炭所采用的方法是材料成功磁化的基础必须避免非磁性氧化铁(α-Fe2O3)和铁氢氧化物(Fex(OH)y，Fe(OH)2和Fe(OH)3的形成，这些非磁性氧化铁/氢氧化物的存在可降低磁性生物质炭的磁饱和度，这可能会使其在水处理中使用后难以回收[15]。生物质炭的制备方法对其吸附性能有很大的影响，文献中报道的常见制备方法总结在图1中[18]，包括浸渍-热解法、液相还原法、共沉淀法和物理混合法等。

表1 磁性生物质炭的典型制备方法及性能Table 1 Typical preparation methods and properties of magnetic biochar

浸渍-热解法是制备磁性生物质炭常用的方法之一，这样可以通过如图1(A)所示制备过程完成对磁性生物质炭的制备，且能够通过控制制备条件得到定向特性的磁性生物质炭。Liu等[40]通过此方法在不同温度下制备出磁性花生壳生物质炭，结果发现利用花生壳在较高温度(800 ℃)下制备的磁性生物质炭，由于其高比表面积和孔容以及较高的还原铁负载量，对Cr(Ⅵ)具有较高的去除效率。一般随着热解温度的升高，生物炭的比表面积、孔隙结构和碱度增加，有利于重金属的吸附[41]。共沉淀法制备磁性生物质炭通常过程有两种途径，如图1(B)所示，主要区别是先热解还是先浸渍，需要注意的是：(1)是在不同价态过渡金属的混合溶液中浸渍；
(2)必须添加NaOH、KOH或其他碱性物质调节pH至碱性，这样才能保证产生金属氧化物Fe3O4，这样得到的磁性生物质炭纯度高，颗粒均匀。沈玲芳等[19]利用共沉淀法、浸渍-热解法制得磁性杉木屑生物质炭，通过元素分析、磁性分析、SEM-EDS、XRD、FTIR 等手段表征生物质炭吸附前后特性，结果表明，磁化后的生物质炭含有 Fe3O4颗粒，共沉淀法制备的磁性生物质炭的吸附性能明显优于浸渍-热解法，而且平衡吸附量可以达到 817. 64 mg/g，是原生物质炭的12倍，而浸渍-热解法制备得磁性生物质炭效果反而较差。

图1 磁性生物质炭的制备方法[18]Fig.1 Preparation method of magnetic biochar[18]

液相还原法与共沉淀法的制备过程有着相似之处，也是将生物质炭置于金属盐溶液中进行处理，最大的不同之处是向溶液中添加还原剂，这样可以将沉淀的金属氧化物还原为零价，而后将混合物真空干燥得到磁性生物质炭。Yin等[42]利用此方法制备磁性稻草生物质炭，具体过程见图1C，研究发现，制备期间必须控制pH值在4.5～5.0，这样可溶的Fe(Ⅱ)可以扩散到生物质炭的内部孔隙深处，而NaClO可以将Fe(Ⅱ)原位氧化为Fe(Ⅲ)后获得均匀的Fe(0)。而Yang等[43]也利用此方法制备磁性玉米秸秆生物质炭，扫描电镜和傅里叶红外检测结果证实这种方法制得的磁性生物质炭Fe(0)颗粒均匀分布在生物炭表面，而且磁性生物质炭是Cd(Ⅱ)和As(Ⅲ)污染处理的理想吸附剂。物理混合法是一种相对简单的制备方法，一般是将生物质炭和铁氧化物经过研磨粉碎得到磁性生物质炭或者将生物质与铁氧化物混合后干燥再置于马弗炉中缺氧热解得到磁性生物质炭，过程如图1(D)所示。Chen等[44]利用小麦秸秆生物炭、玉米秸秆生物炭与FeSO4在搅拌器中以2∶1(w/w)的比例混合并摇动1 h，获得不同磁性生物质炭。陶利春等[38]通过物理混合法制得磁性花生壳生物质炭，表征结果显示，磁性花生壳生物质炭表面相对完整，分布规则，孔径较小，孔结构相当丰富，呈现出大量大小不等的孔，这为其吸附重金属提供了良好的基础。表1列举了磁性生物质炭的典型制备方法及性能，参考大量文献资料发现，大部分磁性生物质炭大多是利用前两种方法制备，后两种方法应用不多。从表1不难发现，4种方法制备的磁性生物质炭的比表面积和总孔容基本上都是随着热解温度的升高而增大，当然也有列外，比如废骨粉制备的磁性生物质炭，并不是温度越高越好，这可能是由于在加热过程中几个微孔的坍塌导致的。

2.1 磁性生物质炭对水体重金属的吸附机理

磁性生物质炭对重金属的吸附活性主要取决于其比表面积、表面活性官能团的数量和阳离子交换容量，由于影响性磁性生物质炭吸附重金属的因素很多，且作用机理复杂，因此，即使对于给定的重金属，主要的吸附机理也可能不同。因此，探索磁性生物质炭对重金属的吸附机理可以提供理论上的理解，根据现有研究成果，关键吸附机制包括物理吸附、离子交换、静电吸附、沉淀、表面络合和还原。Yin等[45]制备了铁锰二元磁性狼尾草秸秆生物质炭，研究其对Cd(Ⅱ)的吸附机理发现，主要的吸附机制是Cd(Ⅱ)与铁锰氧化物沉淀，伴随着Cd(Ⅱ)-π键，通过含氧官能团(—CO)、络合(如COO-Cd和Mn-O-Cd)和阳离子交换(在镉(Ⅱ)和钙(Ⅱ)、钾(I)之间)详见图2。Jiang等[21]制备了磁性废骨粉生物质炭，研究其对Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的吸附机理，发现化学络合物、阳离子-π键、离子交换和共沉淀是金属吸附的主要机理，具体见图3。

图2 铁锰二元磁性狼尾草秸秆生物质炭去除Cd(Ⅱ)的吸附机理[45]Fig.2 Adsorption mechanism of iron-manganese binary magnetic Pennisetum straw biochar to remove Cd(Ⅱ) [45]

图3 磁性废骨粉生物质炭去除Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)、Pb(Ⅱ)的吸附机理[21]Fig.3 Adsorption mechanism of magnetic waste bone mealbiochar to remove Cd(Ⅱ),Cu(Ⅱ) and Pb(Ⅱ) [21]

2.1.1 物理吸附

所谓物理吸附是由磁性生物炭表面分子与重金属离子之间的范德华力引起的，重金属离子要么吸附在磁性生物炭表面，要么扩散到磁性生物炭的孔隙中。由于物理吸附主要由分子间作用力引起，因此吸附亲和力往往较弱，因此，吸附过程可能是可逆的。影响磁性生物炭吸附性能的主要因素是吸附材料的比表面积和孔结构，生物质在高温下热解会形成具有较大比表面积和孔隙的磁性生物炭，这显著增加了生物炭与重金属离子之间的接触面积，改善了在水中的物理吸附能力，以及重金属在溶液中的固定和钝化。肖芳芳等[46]讨论了磁性丝瓜络生物质炭对Cu (Ⅱ)得吸附机理，从吸附前后红外光谱表征结果显示，生物炭的空隙结构提供了大量的吸附位点，促进Cu(Ⅱ)的吸附，主要是物理吸附作用。

2.1.2 离子交换

为了从溶液中提取或去除某些离子，通常进行离子交换，该单元操作属于传质分离过程，离子交换是可逆的等效交换反应。本质上是指生物质炭表面带负电基团与溶液中带电离子之间的物理交换，是由表面基团与溶液中离子之间的库仑力引起的，这是一种非特异性吸附机制，吸附容量低[41]。Luo[24]研究磁性污泥生物质炭对Pb(Ⅱ)的吸附机理发现，在由Si-O和Al-O四面体组成的沸石中，Al3+可以取代Si4+形成带负电的Al-O四面体，Si-O四面体随后由O原子连接，形成更多吸附位点，通过离子交换，磁性污泥生物质炭最终可能对Pb(Ⅱ)产生吸附作用。Zhao等[47]研究发现，在磁性生物质炭吸附吸Pb(Ⅱ)的过程中，C—OH的含量从13.3%降至12.8%，这可能是由于C—OH基团通过离子交换参与了Pb(Ⅱ)的吸附。张连科等[48]研究磁性生物质炭吸附吸Pb(Ⅱ)的过程发现，—OH、—CH2及C=O的吸收峰被明显削弱并发生迁移，可能是Pb(Ⅱ)与O—H 中的H+发生了离子交换。

2.1.3 表面络合

络合是电子供体和电子受体相互作用形成各种配合物的过程，电子供体是电子对的提供者，而受体是金属离子或有机化合物，分子或离子与金属离子结合形成非常稳定的新离子的过程称为络合反应或配位反应。磁性生物炭表面的含氧官能团，如羟基、羰基和羧基，可以用作污染物离子的吸附位点，这些含氧官能团中氧原子上的孤电子对与污染物的外轨道形成配位键，形成稳定的络合物以固定污染物。沈玲芳等[19]研究磁性生物质炭对Pb(Ⅱ)吸附机理发现， CO，CC和C—O的峰发生带移，表明 Pb(Ⅱ)与生物质炭上含氧基团之间发生络合反应。张连科等[48]研究磁性生物质炭吸附吸Pb(Ⅱ)的过程发现，磁性生物质炭表面的—OH 和—COOH等含氧官能团的络合作用。

2.1.4 静电相互作用

磁性生物质炭表面电荷与污染物表面电荷之间的静电相互作用是污染物修复的另一种机制，静电相互作用包括静电吸引和静电排斥，是形成化学键和离子键的必要过程。磁性生物质炭表面丰富的负电荷使其能够通过静电吸附带正电荷的污染物离子，静电相互作用的强度与溶液的pH值密切相关[49]。Agrafioti等[50]研究磁性生物质炭作为吸附剂从水溶液中去除As(Ⅴ)和Cr(Ⅵ)，研究发现去除As(Ⅴ)和Cr(Ⅵ)的主要机制可能是磁性生物炭和As(Ⅴ)和Cr(Ⅵ)之间的静电相互作用。Su等[51]制备磁性杨树枝生物质炭，研究其去除Cr(Ⅵ)的吸附机理发现，由于静电吸引，Cr(Ⅵ)首先被吸附到磁性生物质炭表面，然后在磁性生物质炭中被Fe(0)或Fe(Ⅱ)迅速还原。

2.1.5 共同沉淀

表2 不同原料制成的磁性生物炭中所含元素的差异Table 2 Differences of elements contained in magnetic biochars made from different raw materials

2.2 磁性生物质炭去除水中重金属的影响因素

磁性生物质炭对重金属的吸附不仅与磁性生物质炭的空隙结构、表面阳离子交换容量、官能团的数量和类型有关，还受磁性生物质炭的用量、水的pH值、水温、水中其他阴阳离子的存在等因素的影响，重金属的初始浓度等也是影响因素，由于这些因素的存在，所以导致磁性生物质炭的去除效果不尽相同，机理也不相同。磁性生物炭独特的表面理化性质和孔结构对其吸附重金属的能力起着重要作用，磁性生物炭的多孔结构增加了比表面能，并为重金属的吸附提供了额外的有效位置。磁性生物炭表面富含羧基、羰基、羟基和氨基等官能团，这些官能团对金属阳离子具有良好的亲和力。此外，磁性生物炭表面含有矿物成分，可以提高吸附性能，增强生物炭与重金属离子的络合和共沉淀。

2.2.1 原材料的影响

磁性生物炭中的组成元素与用于制备生物炭的原材料密切相关，不同的生物质和热解温度制备的生物质炭，其元素组成也不同。各种生物质原料中存在的纤维素、半纤维素和木质素的比例会影响生物炭的元素组成[53]，随着热解温度的升高，同种生物质制得生物质炭的碳含量和灰分含量均会增加。由于磁性生物炭制备过程中使用的原料不同，导致磁性生物炭在结构、孔分布、元素组成、pH值、比表面积、阳离子交换容量、表面官能团以及物理和化学性质不同，生物质原材料的主要成分纤维素、半纤维素和木质素不仅含有许多毛细血管，还含有许多含氧官能团(例如羟基和羰基)，这将直接影响金属离子的吸附。重金属的去除可归因于与纤维素、半纤维素和木质素中的(含氧)官能团的结合，金属离子的吸附能力与生物质中所含的含氧官能团正相关，所以不同的生物材料制备的磁性生物质炭对金属离子的吸附能力不同。表2列出了不同原料制成的生物炭中所含元素的差异。

Yi等[58]利用甘蔗渣、稻草、花生壳和药草渣制备了4种类型的磁性生物质炭，用于去除水中Cr(Ⅵ)，通过FT-IR检测结果发现，在4种类型的生物质中检测到OH基团、C=O基团和其他含氧官能团(C—O—C、C—O等)，4种生物质的成分中纤维素、半纤维素和木质素的总含量顺序为：甘蔗渣磁性生物质炭>稻草磁性生物质炭>药草残渣磁性生物质炭>花生壳磁性生物质炭。吸附结果表明，甘蔗渣磁性生物质炭对Cr(Ⅵ)的最大吸附量为43.122 mg/g，分别是稻草磁性生物质炭、花生壳磁性生物质炭和药草残渣磁性生物质炭的1.298倍、3.175倍和3.677倍，甘蔗渣磁性生物炭表现出最好的性能，与其他三种生物质原料相比，利用甘蔗渣制备磁性生物炭最适合去除六价铬。Wang等[23]在400和800 ℃下制备磁性浒苔生物质炭，元素分析表明，加载磁性颗粒后，生物炭的O含量增加，C含量降低，这主要是由于磁性生物质炭表面产生了氧化铁，此外，与800 ℃原生物质炭相比，800 ℃下制备的磁性生物质炭的O/C和(O+N)/C值分别增加了2.2倍和1.9倍，这些结果表明温度越高，磁性生物质炭含有更多含氧官能团和更高的表面极性，而且对Cr(Ⅵ)去除率最大。Jiang等[21]在不同温度下制备了3种磁性废骨粉生物质炭，从测定元素结果来看，随着温度的升高，C、H、N 3种元素含量均有所降低，而O含量基本不变化，说明温度越高，有更多的含氧官能团产生。并将其应用于从水溶液中去除Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)，发现在450 ℃制备的磁性生物质炭对3种重金属去除效果最有效。

表3 不同磁性生物炭对水中不同重金属的最大吸附量Table 3 The maximum adsorption capacity of different magnetic biochars for different heavy metals in water

2.2.2 热解温度的影响

为了适应各种应用，磁性生物炭生产过程中使用了不同的热解温度，不同的热解温度对磁性生物炭的性质有显著影响。一方面，随着热解温度的升高，氢、氮、硫和其他元素的数量以及阳离子交换容量和表面含氧官能团的数量减少，而生物炭的芳构化程度增加。这些条件不利于重金属的吸附。另一方面，随着热解温度的升高，磁性生物炭的比表面积、孔隙结构和碱度增加，有利于重金属的吸附。

Jiang等[21]利用废骨粉分别在300，450和600 ℃下制备磁性生物质炭，将它们用于去除水溶液中Cd(Ⅱ)、Cu(Ⅱ)和Pb(Ⅱ)。结果表明， 300 ℃下制备的磁性生物质炭光滑表面上修饰的磁性颗粒相对较少， 450和600 ℃下制备的磁性生物质炭表面上明显存在大量的磁性颗粒，而且随着温度的上升，磁性生物质炭表面微孔结构增多，450 ℃时有最大的微孔，并且研究吸附效果发现，450 ℃时制备的磁性生物质炭对Cd(Ⅱ)(151.3 mg/g)、Cu(Ⅱ)(219.8 mg/g)和Pb(Ⅱ)(271.9 mg/g)的吸附能力最高。Wang等[23]利用浒苔负载γ-Fe2O3粒子在温度400和800 ℃下制备磁性生物质炭，并对其吸附Cr(Ⅵ)的行为进行了评价，与原始生物炭相比，磁性生物炭具有更高的表面极性、比表面积和Cr(Ⅵ)吸附容量(95.23 mg/g)，800 ℃制备磁性生物炭的吸附性比400 ℃制备磁性生物炭强，因此，在较高温度下制备的磁性生物质炭具有更好的Cr(Ⅵ)性能和较低的生物毒性。通常，在大约300 ℃的温度下热解生成的磁性生物质炭含有更多的含氧官能团，而在500～700 ℃的温度下热解生成的磁性生物质炭含有更多的微孔和更大的表面积，生物炭中的灰分和矿物质含量也随着热解温度的升高而增加，所以可以观察到热解温度对磁性生物质炭的吸附能力有显著影响。表3给出了不同磁性生物炭对水中不同重金属的最大吸附量。

2.2.3 磁性生物炭改性的影响

实验研究表明，未改性的磁性生物炭的吸附能力有限，通常需要对其进行改性以提高吸附性能，通过改性磁性生物炭，可以增加其比表面积，改变官能团和表面电荷的数量和分布，从而提高对污染水中重金属的吸附活性。表4列出了几种改性生物炭对废水中重金属的吸附效果。

表4 磁性生物改性前后对水中重金属的吸附量Table 4 Adsorption amount of heavy metals in water before and after magnetic biomodification

Panya等[70]利用棕榈仁蛋糕制备普通磁性生物质炭和MnO2改性的磁性生物炭，用于选择性的吸附重金属离子(Cd(Ⅱ)、Cr(Ⅲ)、Hg(Ⅱ)和Pb(Ⅱ))的吸附性行为发现，通过用MnO2改性磁性生物炭的吸附性能得到有效改善，对每种金属阳离子表现出良好的吸附能力效果，而且与传统的磁性生物质炭相比，改性磁性生物炭易于从水溶液中回收。Zou等[71]利用球磨改性制备山核桃和竹子磁性生物炭，研究了4种磁性生物炭去除Cr(Ⅵ)的性能，结果表明，球磨有效地减小了颗粒尺寸，增加了比表面积，更重要的是，增强了氧化铁在生物炭表面的分布并增加了氧化铁的暴露，山核桃制备的球磨改性磁性生物炭去除Cr(Ⅵ)的动力学速度快，吸附容量为48.1 mg/g。Zhang等[72]利用竹粉生物质炭(BB)，用Fe2(SO4)3或FeSO4·7H2O溶液浸泡制备磁性生物质炭(MBB)，在利用壳聚糖改性，制备改性磁性生物炭(CMBB)，研究对Cr(Ⅵ)的吸附能力，结果表明，壳聚糖改性磁性竹生物炭(CMBB)表面上出现了更多的活性吸附位点，因此增强了从水溶液中去除Cr(Ⅵ)的能力。因此，对磁性生物质炭进行改性后，吸附剂表面积和可用吸附位置的增加，随后，随着吸附剂用量的增加，重金属的去除率缓慢增加，而未改性的磁性生物质炭，当吸附达到平衡时，去除效率没有显著提高，说明改性后的磁性生物质炭表面存在更多的活性结合位点，这有助于提高其对水中重金属污染物的吸附能力。

2.2.4 投加量的影响

添加的磁性生物质炭量也是导致磁性生物质炭吸附差异的一个因素，在混合重金属污染的水中尤其显著，磁性生物质炭添加量与重金属吸附量呈正相关，然而，当磁性生物质炭的用量达到一定值时，吸附容量变得稳定。Zhou等[74]以棕榈纤维为原料制备了一种新型亚氨基二乙酸磁性生物质炭，研究了吸附剂用量对Cd(Ⅱ)的吸附过程的影响，结果表明， 磁性生物质炭用量对Cd(Ⅱ)吸附容量和去除效率的影响，随着吸附剂用量从0.1 g/L增加到1.5 g/L，去除率从11.1%提高到99.7%，在1.0 g/L的用量下，吸附容量达到最大值，因此，选择1.0 g/L作为最佳吸附剂用量，可同时保证较好的吸附能力和去除效率。Zhang等[76]在橡木生物炭上加载铁和氮制备磁性生物质炭(Fe/N-OB)，并用于快速有效的去除溶液(Cr(Ⅵ))，研究磁性生物质炭投加量对的影响(Cr(Ⅵ))去除率的影响，磁性生物质炭剂量从0.5 g/增加到2.0 g/L导致Cr(Ⅵ)去除效率在最初5min内从55.2%提高到99.9%，而 0.5 g·L-1的磁性生物质炭吸附平衡后仅从溶液中去除76.0%的Cr(Ⅵ)，意味着磁性生物质炭投加量少时的活性位点有限。由此发现磁性生物质炭添加量与重金属吸附量呈正相关，但是当磁性生物质炭的用量达到一定值时，吸附容量趋于稳定，因此，使用最佳剂量可获得最大去除率。磁性生物质炭用量过高会导致吸附能力降低，这可能是由于在高磁性生物炭浓度下形成微小的凝聚颗粒，导致有效吸附表面积减少。

2.2.5 pH值的影响

在近几年中，由于磁性生物质炭具有巨大的吸附重金属潜力，所以磁性生物质炭在重金属污染水体的处理中受到越来越多的关注。根据以往的研究成果发现，磁性生物质炭主要通过物理吸附、离子交换、静电吸附、沉淀、表面络合和还原等方式从溶液中吸附重金属，而且在重金属吸附方面取得了理想的效果，然而，由于环境系统的复杂性和可变性，未来的研究范围很广，因为仍然有许多问题需要迫切解决。问题如下：

(1)目前，利用磁性生物质炭处理重金属污染水体仍处于实验室小试研究阶段，大规模应用磁性生物质炭的报道很少；

(2)考虑到受重金属污染的水体多为复合污染，有必要关注水、磁性生物质炭和各种重金属之间的相互作用，为了准确评价磁性生物质炭在实际污水处理过程中对重金属离子的吸附效果，有必要研究磁性生物质炭与有机物或多种金属的联合吸附；

(3)虽然在许多研究中已经探索了重金属在磁性生物质炭上的吸附机理，但目前关于吸附机理的大多数研究都不够详细，且处于理论研究阶段，再者大多是短期实验研究，对长期影响的研究不够充分；

(4)尽管磁性生物质炭在处理重金属污染的水方面具有巨大潜力，并且与其他吸附剂相比具有环境和经济效益，但高昂的制备成本限制了其大规模应用。

(5)一旦磁性生物质炭被释放到周围环境中，磁性生物质炭的关键特性可能会因一系列生物或化学功能而改变，包括分解、氧化和与天然成分的结合，这将进一步影响磁性生物炭与不同环境吸附质之间的相互作用、生物炭的稳定性，因此，在使用磁性生物质炭进行环境修复时，应进行环境风险评估。

(6)目前，吸附饱和的磁性生物质炭会在磁场作用下，从环境介质中分离和回收，然后用盐酸、氢氧化钠、螯合剂、有机溶剂等再生，一般来说，再生磁性生物炭的吸附能力严重下降，这主要是由于吸附后磁性生物炭的结构被破坏。因此，如何保证磁性生物质炭再生后的反应性对磁性生物质炭的应用至关重要。

磁性生物质炭在重金属污染水体中的应用研究表明，磁性生物质炭不仅是一种优良的吸附剂，而且与其他吸附剂相比具有良好的环境效益和经济效益。尽管磁性生物质炭作为一种吸附剂越来越多地应用于水污染处理领域，但仍然存在一些研究空白，需要进一步研究才能更好的发挥磁性生物质炭的作用，达到废弃物再生利用，因此，进一步拓宽磁性生物质炭的应用领域，势在必行。