崔梦 李佳琳 巨龙 张志

摘 要：生物炭是植物和动物的生物质通过热解/炭化合成的稳定的碳产物，作为一种历史悠久的废物衍生土壤改良剂，其因具有改善土壤肥力及环境的能力而受到广泛关注，能够去除或固定土壤、水和空气中的污染物，减缓气候变化。为了提高生产性能和去除效率，很多学者研究了不同的热解和改性方法。该文主要综述了生物炭、磁性生物炭的制备与应用研究进展，总结了常用的制备方法，为后续生物炭复合材料的研究和应用提供参考。

关键词：生物炭;磁化生物炭;制备;应用

中图分类号 X712文献标识码 A文章编号 1007-7731（2021）08-0089-05

Abstract： Biochar is a stable carbon product synthesized by pyrolysis/carbonization of plant and animal biomass.As a long-standing waste-derived soil amendment， it can improve soil fertility and improve the environment and has received widespread attention.It can remove or Fix pollutants in soil， water， and air and slow down climate change.To improve production performance and removal efficiency， many scholars have studied different pyrolysis and modification methods.This article mainly describes the preparation and application of biochar and magnetic biochar， summarizes the commonly used preparation methods， and provides a reference for the subsequent research and application of biochar composite materials.

Key words： Biochar; Magnetized biochar; Preparation; Application

生物炭（Biochar）是生物質热解产生的木炭，其应用于农业生产已有千年历史，天然有机生物质热解产生黑碳，形成了土壤有机碳的一部分，黑碳具有性质稳定的芳香结构，有利于土壤长效固碳[1]。生物炭在低氧下有机物热解而产生[2]，具有较大的比表面积，对重金属和有机污染物的吸附能力强。在干旱和盐胁迫下，生物炭的施用有助于提高植物的生长、生物量和产量，增强干旱和盐胁迫下植物的光合作用、养分吸收和气体交换特性[3]，增加土壤的pH值，促进重金属的稳定，通过吸附或其他物理化学反应降低土壤中重金属和有机污染物的危害。应用生物炭进行污染土壤的修复，是解决土壤污染问题的新途径[4]。

生物炭具有发达的孔隙结构，其表面含有大量的官能团和负电荷，对重金属离子有较强的吸附和固定能力，能够通过改变上壤理化性质，增强土壤对重金属镉的络合能力，有效地降低土壤镉污染程度，减轻重金属对作物生长的毒性作用[5]。生物炭具有去除水溶液中多种污染物的优异能力，是一种亟待开发的饮用水处理技术[6]。粉末状生物炭在水介质中的后续分离通常需要离心和过滤步骤，这限制了生物炭在废水处理中的大规模应用[7]，研究者将过渡金属（Fe、Co、Ni等）或其氧化物引入生物炭基质中，形成磁性生物炭[8-10]。磁性生物炭通过磁铁可以简单、快速地从水介质中回收，是解决生物炭应用瓶颈的有效策略。利用物理、化学方法将生物炭与磁性材料组合制备成具有新性能、新结构的材料，其综合性能优于原组成材料，可满足各种不同的要求。

本文主要综述了生物炭、磁性生物炭的制备及应用研究进展，总结了常用的制备方法，为生物炭复合材料的研究和应用提供参考。

1 生物炭的制备与应用

利用生物质原料制备生物炭的方法主要有热解、水热炭化和气化等[11]。

1.1 生物炭的制备方法

1.1.1 热解法 热解是应用最广泛的生物炭制备方法，操作相对简单，在一定范围下可操作性强。在200～900℃的温度下，生物质在限氧或无氧的环境下燃烧被称为热解。根据停留时间和温度的不同，热解可分为快、中、慢3种类型[12]。快速热解法是利用生物质生产生物油的常用方法，停留时间很短（<2s），生物油产量约为75%[13]。利用缓慢和中间热解过程生产生物炭一般需要几个小时甚至几天[14]。气化不同于一般的热解过程，在控制氧气环境或蒸汽的情况下燃烧，将生物质及热解过程中产生的生物炭和焦油同时转化成可燃烧的气体（>700℃）[13]。农作物秸秆通过热解转化为生物炭有利于环境保护，避免因焚烧而造成环境污染。

1.1.2 微波热解法 微波辅助热解是一种比传统热解方法更有前景的技术，与传统热解相比，其具有升温速度快、加热反应完全、热量无物理接触、选择性空间大、操作简便、安全性高、自动化程度高等优点[15]。通过微波能量对原料进行全方位加热比传统加热更有效，从而避免能量的损失。

1.1.3 湿热解法 湿法热解是将羟基、羧基等含氧官能团引入生物炭表面的一种新方法，在湿热解系统中同时实现生物质转化为生物炭和生物炭改性。与传统热解方法相比，湿法热解是一种节能、经济的生物炭制备技术。由于不需要创建一个限制氧的环境，使热解条件更加简单，湿法热解已成为极具潜力的发展方向[16]。

1.2 生物炭的应用 生物炭目前已被广泛应用于土壤改良和修复[17]、废水处理[18]、烟气处理[19]和气候变化缓解等领域。以300℃和700℃处理大豆秸秆（S-BC300和S-BC700）和花生壳（P-BC300和PBC700）制备生物炭，对水中三氯乙烯进行脱除，取到了良好的去除效果[20]。将稻草在不同的温度下（300、400、500、600和700℃）烧制生物炭并利用蛭石进行改性，结果表明，通过增加炭化过程中的炭化速率，即通过将烃基C和羰基C转化为芳香C，生物炭的稳定性得到了提高[21]。用KOH对300、500和700℃热解得到的杨木生物炭进行改性，结果表明，KOH改性可以增加或减少四环素（TC）在生物炭上的吸附，这取决于热解的不同温度及生物炭的吸附容量[22]。通过研究不同热解温度（300、400、500、600和700℃）和不同热解时间（1、2、4、6、8h）的玉米芯与龙爪槐生物炭对Cu2+的吸附，可知生物炭对Cu2+的吸附是复杂的，不是单一的单层吸附;结果表明，颗粒内扩散不是2种生物炭吸附铜离子的唯一速率控制步骤，液膜扩散和颗粒内扩散均在吸附过程中起着重要影响，且液膜扩散是主要的限速因素[23]。污泥基生物炭具有良好的吸附性能，吸附容量比市售活性炭高一个数量级，对Pb、Zn、Cu、Cd的最大吸附量实测值分别为（104.15±1.60）mg/g、（36.05±0.87）mg/g、（41.30±1.38）mg/g和（37.17±2.59）mg/g。污泥基生物炭具有很强的pH缓冲能力，平衡后溶液pH值大幅提高约2～3，溶液可由酸性变为近中性甚至碱性[24]。滇池草海底泥在不同烧制温度下制成生物炭，随烧制温度升高，芳香性升高、亲水性降低、极性降低，生物炭随烧制温度升高，对水中菲的吸附能力不断增强，解吸滞后效应随生物炭烧制温度升高而不断增强[25]。

生物炭产量取决于原料类型、热解温度和升温速率。一般来说，动物粪便和固体废物比作物残余物和木材具有更高的生物炭产量[26]。热解温度对生物炭特性的改变起着重要作用[27]。以木屑、米糠、稻杆、玉米秸杆为原料，在300～700℃下，氮气保护的无氧环境中热解制成生物炭，研究发现，对于4种生物质原料而言，在700℃下制备的生物炭对水溶液中Pb2+和Cd2+的吸附效果均优于其他制备温度下获得的生物炭，其中稻杆生物炭（700℃）吸附容量最高[28]。以玉米秸秆为原料，在300、500和700℃这3个温度下烧制生物炭，结果表明，随烧制温度升高，玉米秸秆生物炭的碳元素含量从66.79%上升到76.30%，氢和氧元素从4.92%、19.25%下降到3.18%、9.53%;H/C、O/C和（O+N）/C值降低，芳香性和疏水性增强，极性降低。扫描电镜结果显示玉米秸秆生物炭主要是片状颗粒，孔隙少，生物炭表面粗糙程度随温度升高增加[29]。在温度大于或等于700℃和低升温速率，生物炭具有较低的比表面积，这种表面积的降低可能是由于生物炭中微孔的变形、开裂或堵塞造成的[30，31]。

2 磁化改性生物炭的制备与应用

生物炭因其对水溶液中的重金属和有机污染物具有良好的吸附能力而受到了广泛关注。然而，从水溶液中分离粉状生物炭通常需要离心和过滤步骤，从而限制了生物炭在废水处理中的大规模应用[32，33]，吸附在生物炭上的污染物的解吸，容易导致二次污染。因此，克服生物炭的缺点，提高其在水污染修复中的应用至关重要。将过渡金属（Fe、Co、Ni等）或其氧化物引入生物炭基质，形成磁性生物炭[8，9]，磁性生物炭通过磁铁可以简单、快速地从水介质中移除，有效解决生物炭应用的瓶颈问题。引入磁性物质会影响生物炭的理化性质，特别是生物炭和磁性材料的结合能显著提高污染物的去除效率[7]。研究表明，磁性生物炭是去除废水中重金属和有机污染物的有效吸附剂，甚至能够有效修复核废料污染的废水[34，35];有研究报道，磁性生物炭作为催化剂，活化过硫酸盐/过氧化氢产生活性氧（ROS），可有效降解水溶液中的有机污染物[36-38]。磁性改性生物炭是一种具有吸引力、成本效益高、易于分离的污水吸附剂。因此，制备磁性生物炭是一种双赢的策略，不仅解决了生物炭的缺点，还可在工业应用中进一步扩大生物炭的效用。

2.1 磁性生物炭的制备方法

2.1.1 浸渍热解法 浸渍热解法制备磁性生物炭是将生物质浸渍含过渡金属盐的溶液，过滤烘干，干燥后在缺氧或惰性气氛下热解，得到磁性生物炭。热解和磁化一步完成，确保磁性生物炭的理化性质和吸附能力严格受控于操作参数（如热解温度、惰性气体和热解时间）[39，40]。以水葫芦生物质为例，用FeCl3溶液浸泡的水葫芦生物質，在氮气流中600℃煅烧热解得到磁性水葫芦生物炭（MB）;具有比表面积大、富含碳素、离子交换量高以及孔隙结构发达等独特的物理化学性质，是去除水体中污染物的有效吸附剂[41]。不同温度（650～800℃）合成的磁性生物炭对镉的吸附量在182.32～223.21mg/g，吸附量与热解温度成正比。此外，磁性生物炭中形成的氧化铁种类受热解温度的影响[42]。

2.1.2 共沉淀法 共沉淀合成磁性生物炭是指生物炭分散到含有过渡金属的溶液中，添加氢氧化钠或氢氧化铵溶液，在一定的温度下，搅拌混合一段时间，使溶液的pH值为9～11;去除上清液，洗至中性，烘干，获得磁性生物炭。该方法比浸渍-热解法复杂，但更具可控性，能使磁性介质与生物炭基体稳定粘附。近年来，研究人员系统地比较了共沉淀法和浸渍热解法合成的磁性生物炭对污染物的吸附能力[32，43]。例如，Wang等[44]证明共沉淀法合成的磁性生物炭对砷的吸附能力大约是浸渍热解制备的磁性生物炭的7倍。相反，Zhou等[45]发现，浸渍-热解制备的磁性生物炭去除氟化物的效果优于共沉淀法合成的磁性生物炭。因此，在合成磁性生物炭去除污染物之前，应考虑目标污染物的特性，选择合适的合成方法。

2.1.3 水热碳化法 水热碳化是生物质与金属离子溶液在水热反应釜中发生的非均相反应，反应温度低于热解温度，通常为100～300℃，温度不宜很高，反应本身会产生压力。该方法的反应条件温和，不需要碱或强还原剂。采用废弃生物质松子壳和玉米芯作为原料，生物质的水热碳化经历脱水、脱羟基等反应过程，碳含量得到富集。温度升高有利于生物质水热碳化反应的进行，水热炭产率不断下降，热值、能量密度得到提高[46]。

2.1.4 还原性共沉积法 还原性共沉积法与共沉淀法相似，不同之处在于过渡金属在与生物炭结合时，通过还原剂如硼氢化钠或硼氢化钾进行还原，反应结束后，除去上清液，清洗残渣，真空干燥得到磁性生物炭。这种材料由纳米颗粒和大部分零价金属组成，能显著提高和改善磁性生物炭降解污染物的性能。例如，Chen[37]提出了一种处理过硫酸盐纳米零价铁脱水的新方法，即通过生产磁性生物炭作为一种环境友好型生物催化剂（nZVI-WSBC）去除废水中的重金属（HMs），nZVI-WSBC成功地从实际样品水中高效去除重金属。Zhu等发现还原性共沉淀磁性生物炭对Cr（VI）的吸附能力为58.82mg/g，大部分Cr（VI）已还原为Cr（III）[47]。该方法可以合成去除污染物性能较好的磁性生物炭，但所使用的还原剂是有害的，还原过程中还会产生氢气，不适合大规模生产。

2.2 磁性生物炭的应用 磁性生物炭因其可分离、可重复利用等特性，在治理污水方向有着良好的效果。肖作义等用以芦苇秸秆生物炭为基体，制备磁性水滑石/生物炭复合材料，在最佳的实验条件下（Fe3O4-Mg/Al-LDH/BC投加量为5.0g/L，磷初始质量浓度为20mg/L，pH为6.0，温度为30℃，吸附时间为120min），Fe3O4-Mg/AlLDH/BC对磷的去除率可达99.24%，该材料是一种新型高效的磷吸附材料[48]。利用草根制备的生物炭包覆磁铁矿纳米粒，并且制备3-氨基丙基三乙氧基硅烷（APTES）功能化的磁性复合材料Fe3O4@BC/APTES，作为吸附剂吸附水溶液中的Pb（II）和Cr（VI）。该吸附剂在20℃、160℃、160℃时成功吸附了93.95%的Pb（II）和52.8%的Cr（VI）;该复合材料具有一定的磁性，在20～160s后，用小棒磁铁从水溶液中很容易回收[49]。Liang[50]等利用甘蔗渣制备磁性生物炭（BMBC）功能化吸附剂，在甘蔗渣生物炭中，BMBC主要由Fe2O3和Fe3O4组成，比表面积为81.94m2/g，对Cr（VI）在水溶液中的吸附性能良好。在25℃时，BMBC对Cr（VI）的最大吸附量为29.08mg/g，远高于常规生物炭吸附量。Wang等[51]利用芽孢杆菌结合在磁性生物炭上形成一种新型复合材料，实现了对水溶液中镉和砷的有效去除，比原磁性生物炭对镉的去除能力提高了230%，对Cd（II）和As（III）的最大吸附容量分别达到25.04、4.58mg/g。磁性生物炭被用作过硫酸盐和过氧化氢的催化剂/活化剂，以产生强烈的反应性氧化物质（如硫酸根、羟基自由基），用于降解有机污染物。例如，Chen等[37]研究发现磁性生物炭和过硫酸盐可以有效降解抗生素氧氟沙星。同时，Zhang等[52]证明磁性生物炭结合过氧化氢可以完全去除亚甲基蓝。由于有机污染物的物理化学特性不同，仅利用磁性生物炭的吸附性能去除有机污染物是不可行的，因此，通过在磁性生物炭内部产生强氧化自由基，这些自由基利用磁性生物炭的催化性能来去除有机污染物，从而最大限度地利用磁性生物炭。Li等[53]以玉米秸秆为生物质制备生物炭，用高铁酸钾进行催化反应，通过改变高铁酸钾与生物炭的比例，控制有机废水净化中的自由基降解途径和非自由基降解途径，3种磁性生物炭纳米复合材料中，在过硫酸盐作用下对双酚A的降解效果差异较大，其中C800-3的催化性能最好。Zheng等[54]利用天然农产品制成的新型三维网状磁性丝瓜海绵生物炭（MagLsBC）修复多环芳烃（PAHs）污染沉积物，与其他碳基材料相比，MagLsBC在350d后沉积物中多环芳烃含量和生物有效性分别降低了31.9%、38.1%，表明磁性炭材料在多环芳烃污染风险控制方面具有无限潜力。

3 展望

虽然现有的研究丰富了磁性生物炭的理论和应用，但仍有以下问题需要解决：（1）应考虑磁性生物炭的形成机理和磁性生物炭中关键活性成分的调控;（2）研究磁性生物炭在环境修复应用中的转化;（3）防止吸附在磁性生物炭上的污染物的释放，建立防止二次污染的长期监测体系;（4）制备参数对磁性生物炭结构和性能的影响缺乏系统的研究;（5）污染物在水中经常与其他物质竞争，需要对磁性生物炭进行进一步改性以提高其选择性;（6）开展实际的废水修复，充分结合磁选设备实现磁化生物炭的分离和回收，评估其材料工程应用的可行性。

盡管磁性生物炭在环境修复中的应用越来越多，能够有效地克服生物炭的瓶颈，但生物炭的研究仍存在一些空白和不确定性。为了填补这些知识空白，需要在进一步的研究中进行更多的相关调查。如果能够很好的合理利用农林废弃物，制成生物炭，会减轻空气的污染，并且施入土壤能够改善土壤环境，净化水体，是一种绿色可持续的资源，在后续的研究中具有重要的价值。

参考文献

[1]ALLER M F.Biochar properties：Transport，fate，and impact[J].Critical Reviews in Environmental Science and Technology，2016，46（14-15）：1183-1296.

[2]ATKINSON C J， FITZGERALD J D， HIPPS N A.Potential mechanisms for achieving agricultural benefits from biochar application to temperate soils：a review[J].Plant and Soil，2010，337（1-2）：1-18.

[3]ALI S， RIZWAN M， QAYYUM M F， et al.Biochar soil amendment on alleviation of drought and salt stress in plants：a critical review[J].Environmental Science and Pollution Research，2017，24（14）：12700-12712.

[4]ZHANG X， WANG H， HE L， et al.Using biochar for remediation of soils contaminated with heavy metals and organic pollutants[J].Environmental Science and Pollution Research，2013，20（12）：8472-8483.

[5]丁華毅.生物炭的环境吸附行为及在土壤重金属镉污染治理中的应用[D].厦门：厦门大学，2014.

[6]GWENZI W， CHAUKURA N， NOUBACTEP C， et al.Biochar-based water treatment systems as a potential low-cost and sustainable technology for clean water provision[J].Journal of Environmental Management，2017，197：732-749.

[7]KONG X， LIU Y， PI J， et al.Low-cost magnetic herbal biochar：characterization and application for antibiotic removal[J].Environmental Science and Pollution Research，2017，24（7）：6679-6687.

[8]CHO D-W， YOON K， KWON E E， et al.Fabrication of magnetic biochar ′as a treatment medium for As（V） via pyrolysis of FeCl3-pretreated spent coffee ground[J].Environmental Pollution，2017，229：942-949.

[9]CHO D-W，KWON G，YOON K，et al.Simultaneous production of syngas and magnetic biochar via pyrolysis of paper mill sludge using CO2 as reaction medium[J].Energy Conversion and Management，2017，145：1-9.

[10]CHEN L，YANG S，ZUO X，et al.Biochar modification significantly promotes the activity of Co3O4 towards heterogeneous activation of peroxymonosulfate[J].Chemical Engineering Journal，2018，354：856-865.

[11]DEMIRBAS M F，BALAT M.Biomass pyrolysis for liquid fuels and chemicals：A review[J].Journal of Scientific & Industrial Research，2007，66（10）：797-804.

[12]SHARMA A，PAREEK V，ZHANG D.Biomass pyrolysis-A review of modelling，process parameters and catalytic studies[J].Renewable & Sustainable Energy Reviews，2015，50：1081-1096.

[13]Mohan D ，Pittman ，C U ，Steele P H .Pyrolysis of Wood/Biomass for Bio-Oil：A Critical Review[J].Energy & Fuels，2006，20（3）：848-889.

[14]FASSINOU W F，VAN DE STEENE L，TOUREA S，et al.Pyrolysis of Pinus pinaster in a two-stage gasifier：Influence of processing parameters and thermal cracking of tar[J].Fuel Processing Technology，2009，90（1）：75-90.

[15]YU Y，YU J，SUN B，et al.Influence of catalyst types on the microwave-induced pyrolysis of sewage sludge[J].Journal of Analytical and Applied Pyrolysis，2014，106：86-91.

[16]ZHOU N，WANG Y，HUANG L，et al.In situ modification provided by a novel wet pyrolysis system to enhance surface properties of biochar for lead immobilization[J].Colloids and Surfaces A：Physicochemical and Engineering Aspects，2019，570：39-47.

[17]DUKU M H，GU S，BEN HAGAN E.Biochar production potential in Ghana-A review[J].Renewable & Sustainable Energy Reviews，2011，15（8）：3539-3551.

[18]FAHMY T Y A，FAHMY Y，MOBARAK F，et al.Biomass pyrolysis：past，present，and future[J].Environment Development and Sustainability，2020，22（1）：17-32.

[19]AZARGOHAR R，DALAI A K.THE DIRECT OXIDATION OF HYDROGEN SULPHIDE OVER ACTIVATED CARBONS PREPARED FROM LIGNITE COAL AND BIOCHAR[J].Can J Chem Eng，2011，89（4）：844-853.

[20]AHMAD M，LEE S S，DOU X，et al.Effects of pyrolysis temperature on soybean stover- and peanut shell-derived biochar properties and TCE adsorption in water[J].Bioresour Technol，2012，118：536-544.

[21]LIU Y，GAO C，WANG Y，et al.Vermiculite modification increases carbon retention and stability of rice straw biochar at different carbonization temperatures[J].Journal of Cleaner Production，2020，254.

[22]Huang H，Tang J，Gao K，et al.Characterization of KOH modified biochars from different pyrolysis temperatures and enhanced adsorption of antibiotics[J].RSC Advances，2017，7（24）：14640-14648.

[23]常春，王勝利，郭景阳，等.不同热解条件下合成生物炭对铜离子的吸附动力学研究[J].环境科学学报，2016，36（07）：2491-2502.

[24]陈坦，韩融，王洪涛，等.污泥基生物炭对重金属的吸附作用[J].清华大学学报（自然科学版），2014，54（08）：1062-1067.

[25]陈宁，吴敏，许菲，等.滇池底泥制备的生物炭对菲的吸附-解吸[J].环境化学，2011，30（12）：2026-2031.

[26]ENDERS A，HANLEY K，WHITMAN T，et al.Characterization of biochars to evaluate recalcitrance and agronomic performance[J].Bioresour Technol，2012，114：644-653.

[27]UCHIMIYA M， WARTELLE L H， KLASSON K T， et al. Influence of pyrolysis temperature on biochar property and function as a heavy metal sorbent in soil[J].J Agric Food Chem，2011，59（6）：2501-2510.

[28]戴静，刘阳生.四种原料热解产生的生物炭对Pb2+和Cd2+的吸附特性研究[J].北京大学学报（自然科学版），2013，49（06）：1075-1082.

[29]黄华，王雅雄，唐景春，等.不同烧制温度下玉米秸秆生物炭的性质及对萘的吸附性能[J].环境科学，2014，35（05）：1884-1890.

[30]LIU P， LIU W J， JIANG H， et al. Modification of bio-char derived from fast pyrolysis of biomass and its application in removal of tetracycline from aqueous solution[J].Bioresour Technol，2012，121：235-240.

[31]LIU Z， ZHANG F-S， WU J.Characterization and application of chars produced from pinewood pyrolysis and hydrothermal treatment[J].Fuel，2010，89（2）：510-514.

[32]ESSANDOH M， WOLGEMUTH D， PITTMAN C U， JR.， et al.Adsorption of metribuzin from aqueous solution using magnetic and nonmagnetic sustainable low-cost biochar adsorbents[J].Environmental Science and Pollution Research，2017，24（5）：4577-4590.

[33]ZHANG S， JI Y， DANG J， et al. Magnetic apple pomace biochar：Simple preparation，characterization，and application for enriching Ag（I） in effluents[J].Science of the Total Environment，2019，668：115-123.

[34]于志红，黄一帆，廉菲，等.生物炭-锰氧化物复合材料吸附砷（Ⅲ）的性能研究[J].农业环境科学学报，2015，34（01）：155-161.

[35]KARUNANAYAKE A G， DEWAGE N B， TODD O A， et al.Salicylic Add and 4-Nitroaniline Removal from Water Using Magnetic Biochar：An Environmental and Analytical Experiment for the Undergraduate Laboratory[J].Journal of Chemical Education，2016，93（11）：1935-1938.

[36]JIANG S-F， LING L-L， CHEN W-J， et al. High efficient removal of bisphenol A in a peroxymonosulfate/iron functionalized biochar system：Mechanistic elucidation and quantification of the contributors[J].Chemical Engineering Journal，2019，359：572-583.

[37]CHEN Y-D， HO S-H， WANG D， et al. Lead removal by a magnetic biochar derived from persulfate-ZVI treated sludge together with one-pot pyrolysis[J].Bioresource Technology，2018，247：463-470.

[38]赵崇凯.生物炭活化过硫酸盐高级氧化体系修复苯酚污染地下水的研究[D].吉林：吉林大学，2020.

[39]HU X， XU J， WU M， et al. Effects of biomass pre-pyrolysis and pyrolysis temperature.on magnetic biochar properties[J].Journal of Analytical and Applied Pyrolysis，2017，127：196-202.

[40]LI H， MAHYOUB S A A， LIAO W， et al.Effect of pyrolysis temperature on characteristics and aromatic contaminants adsorption behavior of magnetic biochar derived from pyrolysis oil distillation residue[J].Bioresource Technology，2017，223：20-26.

[41]张明明.生物炭改性材料的制备及其对水体中六价铬的吸附机理研究[D].长沙：湖南大学，2016.

[42]LIU Y， SOHI S P， LIU S， et al. Adsorption and reductive degradation of Cr（VI） and TCE by a simply synthesized zero valent iron magnetic biochar[J].Journal of Environmental Management，2019，235：276-281.

[43]CHEN B， CHEN Z， LV S.A novel magnetic biochar efficiently sorbs organic pollutants and phosphate[J].Bioresour Technol.，2011，102（2）：716-723.

[44]WANG S， GAO B， ZIMMERMAN A R， et al. Removal of arsenic by magnetic biochar prepared from pinewood and natural hematite[J].Bioresource Technology， 2015，175：391-395.

[45]ZHOU J， LIU Y，HAN Y， et al. Bone-derived biochar and magnetic biochar for effective removal of fluoride in groundwater：Effects of synthesis method and coexisting chromium[J].Water Environment Research，2019，91（7）：588-597.

[46]乔娜.玉米芯和松子壳的水热碳化及其产物吸附性能研究[D].大连：大连理工大学，2015.

[47]ZHU S， HUANG X， WANG D， et al. Enhanced hexavalent chromium removal performance and stabilization by magnetic iron nanoparticles assisted biochar in aqueous solution：Mechanisms and application potential[J].Chemosphere，2018，207：50-59.

[48]肖作义，肖宇，肖明慧，等.磁性水滑石/生物炭复合材料的制备及其对水溶液中磷的吸附性能[J].环境污染與防治，2020，42（09）：1090-1095，1101.

[49]Ebenezer C.Nnadozie，Peter A.Ajibade.Adsorption，kinetic and mechanistic studies of Pb（II） and Cr（VI） ions using APTES functionalized magnetic biochar[J].Microporous and Mesoporous Materials，2020，309.

[50]MEINA L，YANMEI D，QING Z，et al.Removal of aqueous Cr（VI） by magnetic biochar derived from bagasse[J].Scientific Reports，2020，10（1）.

[51]LU W，ZHANGTAO L，YAN W，et al.Performance and mechanisms for remediation of Cd（II） and As（III） co-contamination by magnetic biochar-microbe biochemical composite：Competition and synergy effects[J]. The Science of the total environment，2020，750.

[52]ZHANG H， XUE G， CHEN H， et al. Magnetic biochar catalyst derived from biological sludge and ferric sludge using hydrothermal carbonization：Preparation，characterization and its circulation in Fenton process for dyeing wastewater treatment[J].Chemosphere，2018，191：64-71.

[53]A K L， A S M， B S X， et al.The mechanism changes during bisphenol A degradation in three iron functionalized biochar/peroxymonosulfate systems：The crucial roles of iron contents and graphitized carbon layers - ScienceDirect[J].Journal of Hazardous Materials，2020，404.

[54]B Z H A， B Q W A， A Z Y， et al. Novel magnetic loofah sponge biochar enhancing microbial responses for the remediation of polycyclic aromatic hydrocarbons-contaminated sediment[J].Journal of Hazardous Materials，2020，401.

（責编：张宏民）