汪佳玥，凌茜，张雲豪，王芯羽，林佳琪，张伟涛，刘志欣*，王祥科，2*

（1.绍兴文理学院 生命科学学院，浙江 绍兴 312000；2.华北电力大学 环境科学与工程学院，北京 102206）

近年来，随着人类生活水平的不断提高和科技水平不断发展，人类社会生产与消费、生活方式，以及生存空间已被全球变暖和频繁的极端事件所影响[1-2]。为了持续提高社会发展速度和人民生活水平质量，大量的化石燃料被应用于生产和生活中，结果导致大气中的CO2等产生温室效应的气体浓度急剧上升。在社会发展和环境保护的双重压力下，近年来兴起的生物炭因其制备过程中可以减少CO2排放，对碳减排具有重要作用，在环境污染治理中有着广泛的用途，生物炭的制备和应用研究受到了学者们极大的关注[3-4]。

生物炭是一种具有较大比表面积、高孔隙率、含碳量高的固体多孔材料，通常是指将生物质原料（如植物、工业废料、农业废弃物、污泥及禽畜类粪便等）置于厌氧或缺氧的条件下，在低于800 ℃的温度下通过热解反应生成的含碳材料[5-6]。其孔隙多、比表面积大、稳定性高，对环境中的污染物具有较强的吸附能力[7-8]，可以有效吸附去除水体中的各种污染物，对土壤中的有机污染物和重金属离子通过吸附固定方式降低污染物的浓度，对有机污染物具有光催化降解等性能[9-10]。因此，在环境污染治理、农业生产等领域具有广泛的应用前景[11]。生物炭的主要组成成分为芳香烃、石墨和单质碳等有机碳，C 元素含量高，植物秸秆制备的生物炭中C元素含量甚至超过60%，另外含有H、O、N、S 和微量金属元素[12]。因此，生物炭添加到土壤中，可增加土壤肥力，提高土壤的通透性和保水能力，作为土壤改良剂，提高土壤中肥料的利用率，促进农业增产增收[9]。生物炭不但能够吸附固定重金属离子、吸附降解有机污染物，而且还能改善土壤性质，是一种环境友好材料。生物炭的制备材料来源丰富，生产成本低，在环境污染治理和生态修复中具有广泛的应用前景[13]。

本文围绕生物炭的制备技术，简单探讨了各种制备条件对制备的生物炭性能影响，阐述了生物炭应用于土壤污染修复、污水处理方面的应用，与污染物的作用机理，并对其应用前景进行了展望和讨论。

1 生物炭的制备技术

目前，生物炭的制备技术主要分为高温热裂解技术、水热炭化技术、气化技术和微波热解技术4种方法。下文对4 种制备技术进行简单介绍。

1.1 高温热裂解技术

高温热裂解技术是目前生物炭制备过程中使用最普遍的技术[14]，主要指对生物质原料在无氧或低氧条件下高温加热，由于温度升高而引起原料发生化学转化，大分子裂解成小分子，从而产生生物质油、生物炭和可燃性气体[15]。高温裂解有助于提高原料的比表面积和孔隙率，形成多孔结构，从而改变生物炭的性质，提高性能[16]。

根据制备温度、加热速率和高温条件下的反应时间长短不同，可以将高温热裂解技术分为快速、中速和慢速热裂解3 种不同热解工艺[17]。成炭率、生物油比例、气体比例等不仅与裂解速率有关，而且与原材料、气氛、温度等因素密切相关。3 种相关工艺[18-20]的基本性质见表1。

表1 3 种工艺类型的反应条件及产物比例Tab.1 Reaction conditions and product proportion of three process types

当加热的温度和速率发生变化时，3 种裂解产物的比例会随之发生变化[21]。因此，若需提高生物炭的产出率，应适当调整反应条件，将温度控制在较低水平；同时，降低加热速率，但需注意控制温度和速度，温度过低会造成炭化不完全，时间过长会影响成炭率[22]。综上所述，实现生物炭产出率达到最高，应在慢速热裂解条件下，寻找最合适的温度和热裂解速率。

1.2 水热炭化技术

水热炭化技术是指生物质经热化学反应转变为气态、液态或固态产物的过程。以生物质为原料，水作为液相反应介质，在一定条件下（通常情况下温度150～250 ℃，压强2～10 MPa）[23]，经过如下5 个阶段：1）水解反应 反应初期生物质中大分子聚合物经水解反应分解为单体；2）脱水反应 对水解后的单体进行脱水反应，并对碳骨架进行氧化反应生成可溶性产物；3）脱羧反应 把有机物中的部分羧基以二氧化碳或碳酸根形式脱去；4）缩聚反应 将去除羧基和羟基后的小分子通过缩合反应形成大分子，所得产物称为缩聚物；5）芳构化反应 缩聚物经过芳构化反应，生成生物炭[23-25]。

相较于其他炭化技术，该技术操作简便、条件温和、能量消耗低[14]。制备的生物炭具有较大的亲水性，表面功能基团丰富[23]，有助于提高污染物的吸附能力，在环境污染治理中具有较好的优势和应用前景。

1.3 气化技术

气化技术是制备生物炭的重要技术之一。该方法将生物质材料使用气化炉加热，生成清洁可燃气体，同时产生生物炭和生物质提取液。该方法可以降低生物炭中碳元素之外的其他元素含量。气化技术按气化剂的使用与否，分为使用气化剂和不使用气化剂两种工艺类型。

1.3.1 使用气化剂

常见气化剂包括空气、水蒸气、氧气、氢气及复合气体等。生产过程主要包括4 个阶段：1）干燥反应 将原料加入气化反应炉加热，干燥；2）热解反应 在高温条件下析出挥发物，对原材料进行热解；3）氧化燃烧 反应产物和气化剂发生燃烧反应产生可燃气体；4）气化反应 燃烧反应过程中产生的热能，能够维持热解反应过程顺利进行，生成含C、O、H 等元素的可燃性气体，同时得到产率为10%左右的生物炭[26]。

高温气化炉是气化技术生成制备生物炭的重要设备，根据高温气化炉的构造类型，可以将高温气化炉分为流化床和固定床气化炉，其基本类型和气化原理分别见图1 和图2。

图1 高温气化炉类型[26]Fig.1 Types of high temperature gasifiers[26]

图2 生物质气化原理图（使用气化剂）[26]Fig.2 Schematic diagram of biomass gasification(use of gasification agent)[26]

1.3.2 不使用气化剂

干馏气化技术是高温气化技术的重要技术之一，干馏气化过程中不用其他气化剂。在没有空气的环境中，生物质经过高温热解反应，气化生成可燃气和生物炭，生物炭的产率大约为28%～30%。

1.4 微波热解技术

微波热解技术是近年来的新兴技术。在隔绝氧气的前提下，原料将微波能转化为热能，使温度升高至400～500 ℃，得到分子量低的有机气体，随后迅速冷却，获得产物有液体燃料和生物炭等[27]。利用微波加热具有升温快、灵活性高、环保等优势，得到的生物炭具有较高的含碳量和孔隙结构，该方法的缺点是不能大规模制备生物炭，成本相对较高[28]。

2 制备条件对生物炭性能影响

生物炭的性能受原材料的差异及制备温度高低、时间长短、气压大小、添加成分等条件影响。本文重点讨论原材料及温度的影响。

2.1 制备原材料的影响

原材料的差异，会影响制备的生物炭性质，制备原料主要有植物类、动物类和污泥三大类。

从来源看，植物类生物炭主要来自木本及草本植物、农业生产中的秸秆；动物类生物炭主要来自动物粪便；污泥类生物炭则多为含碳丰富的工业污泥。通常情况下，植物类生物炭原料分布更广也更易获取，制备的生物炭品质较高。

从制备的生物炭成分看，植物类生物炭含碳量最高、灰分最少，热解过程最环保。主要原因是植物类富含纤维素及半纤维素，被热解为水和一氧化碳等气体。动物类和污泥类生物炭则因含大量矿物质等不易被高温热解，造成灰分偏高、含碳量偏低。原料的差异，会造成制备的生物炭性能的区别，其原因可能是不同生物质原料的纤维结构和挥发成分的含量存在差别，从而影响生物炭的表面功能基团组成和孔隙结构，造成生物炭性质差别。

大量研究数据表明，在温度和原料不变的情况下，不同的实验操作方式也会使制备的生物炭成分（尤其是矿物质和营养元素的含量）出现细微差别[29]。表2 总结了不同类型原材料制备的生物炭主要成分对比。与动物粪便类及污泥类生物炭相比，植物类生物炭因其原材料更易获取、组成成分更简单、生产过程更清洁，在环境污染物的吸附、固定和去除方面，有着更加广泛用途。

表2 500 ℃条件下不同类型原材料制备的生物炭主要成分对比[29]Tab.2 Comparison of main components of biochar prepared from different types of raw materials at 500 ℃[29]

2.2 制备温度的影响

在制备原材料相同的情况下，生物炭的性能会受炭化温度的影响：热解温度升高，其比表面积增大，芳香度提高，吸附性能增强[29-31]。Lehmann等[32]研究结果表明，添加相同质量的生物炭情况下，在500 ℃下制备的生物炭对环境中的芳香族有机污染物吸附效果比在300 ℃下制备的生物炭吸附效果强。虽然高温条件下制备的生物炭吸附能力和污染物的去除能力增强，但是高温条件制备生物炭成本相对偏高。在生物炭应用中，需要综合考虑生物炭的性能、制备成本等多种因素。

通过分析生物炭对亚甲基蓝和碘蒸汽的吸附数据，可以判断分析生物炭的吸附能力。亚甲基蓝能判断生物炭的中孔吸附性能，碘蒸汽可以分析生物炭的微孔吸附性能。通过对稻壳、麦秆和木屑3种原料制备的生物炭进行对比（见图3），可以看出，碘吸附值随炭化温度升高，表现出先上升后下降的趋势，在约550 ℃条件下制备的生物炭具有最大吸附能力；亚甲基蓝的吸附值，随温度升高显示出持续上升的状态。产生上述趋势的主要原因是温度变化对生物炭孔隙结构和表面基团产生了影响。高温条件下反应剧烈，生物炭孔隙结构增加，因此增大了比表面积[30，33]。当温度高于550 ℃，会损伤微孔结构和表面基团，从而影响碘吸附能力。

图3 不同温度下制备的生物炭对碘和亚甲基蓝的吸附性能对比[30]Fig.3 Comparison of the adsorption performance of biochar prepared at different temperatures for iodine and methylene blue[30]

3 生物炭治理环境污染的机制和原理

3.1 吸附固定

徐东昱等[34]综述了生物炭对金属离子的吸附进展，发现不同类型的生物炭对金属离子的吸附机理存在明显区别，主要原因是生物炭表面的各种含氧功能基团、表面化学性质、孔隙大小等存在明显差异，因此不同金属离子与生物炭的作用机理存在明显区别。Liu等[35]采用废弃米糠和玉米芯作为原材料制备生物炭，利用热解反应时间为1.6 h 制备的生物炭作为吸附剂，对苯酚的吸附量为589 mg/g，苯酚与生物炭表面的基团通过羧基反应及氢键相互作用，增强了苯酚在生物炭表面的吸附能力。Kasozi等[36]在650 ℃、400 ℃和250 ℃3 种不同的温度条件下，以粗栎橡木和松木等为原材料制备生物炭，结果表明：随着热解反应温度提高，制备的生物炭对邻苯二酚的吸附能力增加。Fan等[37]分别用污泥、猪粪和水稻秸秆为原材料制备了生物炭，对比了制备的生物炭对磺胺噻唑、磺胺的吸附效率，发现以水稻秸秆为原材料制备的生物炭对磺胺噻唑和磺胺的吸附效果最好，主要以化学吸附、π-π 电子受体和H键吸附在生物炭表面。Chen等[38]分别在200 ℃和700 ℃温度下制备了生物炭，通过对萘酚和萘的吸附对比，发现在热解温度为200 ℃时制备的生物炭对萘酚吸附能力最强，而在700 ℃条件下制备的生物炭对萘的吸附能力最高。对萘酚和萘的吸附区别可能因为萘酚和萘分子极性的差异。Ahmad等[39]在700 ℃和300 ℃条件下，用大豆秸秆和花生壳为原材料制备生物炭，比表面积分析结果表明：700 ℃条件下制备的生物炭比表面积最大，用花生壳制备的生物炭对三氯乙烯吸附能力最高（32.02 mg/g）；在300 ℃条件下制备的生物炭对三氯乙烯的吸附最大值仅为12.12 mg/g。类似的结果，也出现在大豆秸秆生物炭的实验结果上，如表3 所示。

表3 三氯乙烯在不同生物炭和活性炭上吸附值[39]Tab.3 Adsorption value of trichloroethylene on different biochar and activated carbon[39]

另外，厌氧消化过程增大了生物炭的比表面积和孔体积，有利于孔隙填充，从而提高污染物的吸附能力。一般来说，大孔能增强水的渗透性能，中孔对有机物的吸附性能最好。此外，对有机污染物的吸附机制还涉及静电吸引、极性选择（氢键等）、π-π电子受体作用以及其他特异性作用等。如：磺酰胺类（SAs）的芳环烃结构和氨基官能团具有强π-受体功能，与沼渣炭之间发生π-π 电子供体受体相互作用[37]。质子化的羧基和羟基能够与中性SAs 中的O 和N 原子形成氢键，在高pH 下，SAs 的碱性基团与生物炭表面的芳族羧基和羟基之间会产生较强的Lewis 酸碱相互作用。静电吸引取决于生物炭表面电荷及有机污染物的电性，当沼渣炭表面和SAs 均为负值时，发生电荷辅助氢键相互作用，有助于吸附[37]。非特异性范德华力和表面大量的含氧基团，对磺胺在生物炭表面的吸附起主要贡献。

生物炭表面大量的羧基、羟基等各种含氧基团，能够与金属离子发生络合反应、静电作用、离子交换等，结合在生物炭上，通常情况下根据生物炭吸附金属离子前后基团的变化如峰位置移动、特征峰的增加或者消失，判断金属离子与生物炭的作用机理[40]。不同重金属离子的特异性吸附机制也存在着差异。图4 给出了生物炭在土壤中与不同金属离子的相互作用机制示意图。

图4 土壤中生物炭－重金属离子相互作用机制[41]Fig.4 Biochar-heavy metal interaction mechanism in soil[41]

Uchimiya等[42]将生物炭添加到酸性土壤中，研究添加的生物炭对重金属离子（镉离子、铜离子、铅离子和镍离子）的吸附/固定，结果表明金属离子与生物炭的作用特性与生物炭表面基团数量和基团类型密切相关。金属离子在生物炭表面与生物炭功能基团发生络合反应，同时部分高价态离子可能会被还原为低价态离子，将土壤中的金属离子原位固定在生物炭上，从而降低金属离子在土壤中的迁移，减少金属离子从土壤到农作物迁移转化富集的风险。Jiang等[43]将水稻生物炭添加到土壤中，添加水稻生物炭后的土壤对铅离子的吸附固定效果表明土壤中添加水稻生物炭后，土壤负电荷增加，对铅离子的吸附固定增强。生物炭与铅离子的强络合作用，对土壤吸附固定铅离子作出重要贡献。因此，开展生物炭对土壤污染修复的应用研究是不可或缺的，从实验室规模到田间试验，得到大量的数据和可靠的理论，对生物炭的还田应用，提高土壤的功效，具有重要的参考价值。动物粪便和植物类生物炭由于原材料中重金属离子含量非常低，在土壤改良方面不会造成重金属的潜在污染，因此在土壤修复方面具有很好的应用前景。

环境中六价铬离子的毒性高，且容易迁移，对环境污染和人类健康造成重大危害。对六价铬离子的吸附还原研究，是生物炭用于重金属污染治理的研究热点。对铬离子而言，生物炭吸附六价Cr（VI）的关键因素是含氧功能基团将六价Cr（VI）还原为三价Cr（III），带正电荷的三价Cr（III）离子与生物炭带负电荷的活性位点形成强静电结合，实现三价Cr（III）的原位吸附和固定[44]。Hsu等[45]研究发现生物炭对Cr（VI）离子的吸附固定分为两个阶段：第一阶段是六价Cr（VI）离子的吸附；第二阶段是吸附在生物炭表面的六价Cr（VI）离子被还原为三价Cr（III）离子，并进一步固定在生物炭表面。由此可知，生物炭可以将环境中毒性高的六价Cr（VI）还原成毒性小的三价Cr（III），并吸附固定在生物炭上，实现六价Cr（VI）的原位还原和固定，降低六价Cr（VI）的毒性。

Huang等[46]综述了不同生物炭基功能材料对有机物的吸附去除，有机物主要以物理吸附、静电作用、π-π 作用结合在生物炭表面，并经过芬顿反应和光催化反应可以降解有机污染物。Lu等[47]综述了生物炭基功能材料与环境污染物的作用，生物炭结构和性质对生物炭的化学活性有重要影响。

3.2 催化降解

研究表明，Co 或Cu 掺杂的生物炭降解有机污染物，表现出强大的催化降解能力，通过向体系通入CO2可以进一步增强Co 掺杂生物炭的催化降解能力[48]。Cho等[49]把铜－氮－生物炭与含氮生物炭和铜掺杂生物炭比较，发现铜－氮－生物炭具有更好的催化降解能力，3 种生物炭材料对硝基苯酚的催化效率分别为97%、74%和0%，如图5 所示。根据文献报道，铁和钴掺杂的生物炭可以从过硫酸盐中生成比HO·成本低、氧化性强的SO4-·。这一发现将有助于提高生物炭的高级氧化能力，提高生物炭对环境中有机物的高级氧化降解效果。

图5 铜－氮－生物炭、含氮生物炭、铜掺杂生物炭加入30 min 后PNP 的紫外-可见光谱变化[49]Fig.5 UV-Vis spectra of PNP after 30 minutes reaction in the presence of N-biochar，Cu-biochar，and N-Cu-biochar[49]

图6（a）给出了生物炭表面功能基团与有机污染物的界面作用理论计算。图6（b）给出了粗栎、松木和草类生物炭对邻苯二酚的吸附等温线，粗栎和草类在不同温度条件下制备的生物炭对邻苯二酚的吸附能力存在明显区别，而松木在不同温度条件下制备的生物炭对邻苯二酚的吸附区别不大，说明不同原材料制备的生物炭，对环境中的污染物吸附存在明显区别，这与生物炭表面的功能基团有关。图6（c）给出了有机污染物中的羟基、酮基、氨基等电子基团与沼渣炭中衍生的金属离子易发生离子交换或共沉淀，实现有机污染物有效去除。将生物炭与其他化合物如氧化钛等复合，可以提高生物炭在可见光条件下的光催化降解性能，利用生物炭的高吸附能力和催化剂的催化能力，实现对有机物的光催化降解。

图6 生物炭对有机污染物的吸附机理Fig.6 Adsorption mechanism of biochar on organic pollutants

4 生物炭治理环境污染的效果及应用

4.1 土壤修复

目前，生物炭在土壤治理方面的主要用途有酸性土壤改良、肥力贫瘠土壤改良及污染土壤修复[51]。生物炭能够改变土壤紧实度、保水能力和土壤颗粒大小分布等物理性质；提高酸性土壤pH 值、盐基饱和度、离子交换量和有机碳含量等物理化学性质；改变土壤微生物群落结构和酶活性等生物活性方面的理化性质[52]。

Chen等[53]研究结果发现，添加生物炭可以降低土壤中NO2的排放量59.1%，其影响程度与土壤紧密相关。特别是对于具有较强硝化潜力的土壤，添加生物炭可能会增加N2O 型气体排放。大量文献研究表明，生物炭与化合物的结合也是提高生物炭性能、用于土壤修复的一种途径。生物炭对土壤的综合作用还有助于加快作物生长发育，提高作物产量[14]。添加生物炭可以提高土壤有机质的形成率、增加有机质含量、增强土壤肥力，并且可以稳定土壤中的有机碳储存。土壤中的氮和磷含量随生物炭施用量的增加而增加，并且氮和磷含量的提高程度根据生物炭的变化而变化。氮和磷元素会提高植物的生长率，并且其含量会随土壤中生物炭含量的增加而增加[54]。

生物炭对土壤中重金属离子的吸附机理研究，对生物炭应用于土壤污染修复具有重要参考价值。侯艳伟等[55]将生物炭添加到污染红壤后，酸性红壤pH 升高，有机质含量随添加生物炭的量出现不同程度提高。红壤中Pb2+、Cd2+、Zn2+、Cu2+镉离子主要以自由态存在，添加生物炭后，在生物炭上易被固定，从而降低了重金属的污染。2009 年向水稻土中添加10～40 t/ha2的小麦秸秆制备的生物炭后，水稻土pH升高，当年水稻中Cd2+离子的浓度降低了17%～45%，第二年水稻中Cd2+离子的浓度降低了42%～62%[56]。Namgay等[57]以玉米为模式植物，向土壤中添加了15%的木材生物炭，结果表明土壤中添加生物炭后，在pH 7 的条件下生物炭对5 种提取态金属的吸附效果为：As

4.2 废水处理

目前，关于生物炭对水中重金属的吸附机制研究比较深入和系统，特别是水中不变价态重金属离子的吸附去除研究，对于可变价态重金属离子的吸附去除研究还不够系统，有待深入研究[43，58]。

生物炭对水体中有机污染物和金属离子的吸附研究发现其对水体中金属离子如As（III）、Cd（II）、Hg（II）及有机污染物4-硝基苯等具有良好的吸附去除能力[59-60]。安增莉等[61]研究发现，用水稻秸杆在温度为300 ℃和400 ℃下制备的生物炭含有大量活性位点，对Pb（II）离子具有很强的吸附能力，吸附数据符合Langmuir 方程；在温度为500 ℃和600 ℃时制备的生物炭对Pb（II）离子的吸附能力低于300 ℃和400 ℃条件下制备的生物炭，吸附数据符合Freundlich 吸附方程。李力等[62]发现用玉米秸秆在700 ℃时制备的生物炭对Cd（II）的吸附值为52.9 mg/g，吸附效率随活性吸附位点的增多而升高。图7 给出了生物炭与重金属离子（见图7（a））和有机污染物（见图7（b））的相互作用机理，以及生物炭用于水体中污染物吸附去除的过程机制[63]。

图7 生物炭对重金属和有机物的吸附机制，以及生物炭作为废水处理的有效吸附优点[63]Fig.7 Adsorption mechanisms of heavy metals and organic pollutants on biochar,and its advantages as effective adsorbent in wastewater treatment[63]

蒋艳红等[64]用MgCl2改性香蕉杆基生物炭，用于养猪废水中磷的去除，结果表明废水中磷的去除主要机理是生成了Mg—O—P 结晶化合物和生物炭表面CO，C—H，C—OH 与PO43-发生络合反应，对磷的去除达到了61 mg/g。廖路等[65]将改性生物炭用于去除Sb 矿区废水处理，在pH 7.5 的条件下对Sb（V）的去除为8.1 mg/g，对高浓度Sb（V）废水处理具有很好的应用前景。杜文琪等[66]发现磁性生物炭对实际污染废水中Cd2+、Fe2+、Zn2+、Mn2+和Pb2+的去除率分别达到了100%、100%、99.8%、97.8%和99.3%，出水指标达到了污水综合排放标准。张婷婷等[67]发现竹制生物炭对焦化废水中COD 的去除率达到74%。张梦媚等[68]将TiO2/生物炭用于低浓度氨氮废水处理，发现在pH=11、温度60 ℃条件下氨氮的去除率可以达到100%。生物炭对实际废水具有很好的处理效果。

5 结论与展望

由于生物炭具有大量的表面功能基团、高比表面积和孔隙结构，科研人员对生物炭这类新型的吸附和催化材料进行了广泛深入的研究，并在土壤污染修复和水体中重金属离子和有机污染物的吸附去除机制等方面取得了一些研究成果。在总结生物炭的功能效果，对土壤性质改善的同时，将生物炭联合施肥策略，可以让土壤性质得到明显改善。目前，大量的研究仍然停留在宏观机制分析方面，在分子水平上的机理研究相对比较匮乏。然而，随着现代表征技术的发展，吸附固定污染物的机理研究，特别是在分子层面上将生物炭应用于环境污染治理中的机理研究，将为生物炭的应用提供科学的指导。

通过对目前已发表的相关论文进行研究总结后发现，由于制备生物炭的原材料、制备温度、制备方法等方面的差异，会导致生物炭具有不同的理化性质。使用现代先进表征方法，科研人员可以更直接地观测生物炭的微观结构。但是，这种微观结构能否阐述生物炭对污染物的吸附固定和去除机制，仍需要深入且系统的研究。另外，目前关于生物炭吸附重金属污染物的应用研究主要集中在土壤污染修复方面，主要是将生物炭用于土壤中重金属离子的吸附/原位固定，对高价态重金属离子还原固定，对有机污染物的吸附和光催化降解等方面。对于水体中重金属离子和有机污染物去除方面的研究，主要集中在宏观机制和去除效果方面；相关分子层面的机理研究，特别是理论计算模拟和实验结果对比分析的研究相对较少，这主要是因为生物炭的结构复杂，导致在理论计算过程中，建模时存在一定的困难，对生物炭结构无法准确定位，因此无法准确地从理论计算方面深入分析。目前各种不同的先进表征技术，可以定性描述生物炭表面功能基团种类、孔隙结构差异，但是对于生物炭表面不同功能基团含量、中孔和微孔结构关系等定量分析，由于生物炭复杂性，准确表征和测量方法仍然欠缺。

将生物炭用于土壤修复和治理研究中，有利有弊，但是分子水平方面的作用机理研究仍然很少。另外，关于生物炭本身的毒性问题，当添加生物炭到土壤后，生物炭的毒性是否会发生变化，生物炭与土壤的结合是否会改变生物炭的毒性，是否影响农作物生长发育，需要进一步更详细和深入的研究，上述研究结果对于生物炭作为土壤添加剂，能否对土壤进行改良具有重要的参考价值和意义。不同原材料制备的生物炭中重金属含量不同，特别是污泥类材料中重金属含量较高，在热解反应后仍然存在于生物炭中，这是否会对环境造成污染，都需要科研人员进一步深入研究。同时，科研人员可以利用化学合成方法制备新型生物炭，通过生物炭功能化修饰，可以有的放矢地选择性吸附多种重金属污染物，并且提高吸附效率。总之，生物炭的性质与其原料、制备条件等有密切关系，如果在制备过程中添加合适的催化剂，制备的生物炭具有吸附-催化降解有机物或者吸附（还原）固定重金属离子的作用，对减少环境污染物的迁移转化、降低污染物的环境污染风险具有重要的科学意义。生物炭的制备成本较高和制备规模难以扩大是目前限制生物炭大规模应用的另外一个关键因素。目前关于生物炭的研究主要是围绕材料和环境科学领域，而实现生物炭大规模应用，属于环境工程研究的范畴。因此，如果能有效降低生物炭的制备成本，并探索大规模生产的方式，真正提高生物炭的品质和环境污染修复能力，对未来生物炭的大规模应用，具有重要意义。