吴 奇，谭美涛，迟道才

（沈阳农业大学水利学院，沈阳 110161）

氮、磷等营养元素是有机物的重要组成部分，往往通过人类工农业生产活动进入到河流或其他水体中，严重影响了水环境质量[1-2]。富营养化水体中氮磷的来源主要分为外源性负荷和内源性负荷。外源性负荷主要是面源污染和点源污染，其中，点源污染指有固定排放地点集中排放污水的污染源，包括城市生活用水和工业废水等；面源污染则指不具有固定排放点的污染源，主要以农业污染为主。而内源性负荷主要体现在水体中沉积物氮磷的释放和水中动植物的新陈代谢分解等活动[3]。

水体中大量磷元素的存在，不仅会引发水体中藻类等微生物无限制生长，还直接导致淡水富营养化[4]。工业废水是富营养化水体中磷元素的一个重要来源[5]。电镀和磷化工厂废水中的磷主要是无机盐形态，包括正磷酸盐和偏磷酸盐，通过污水排放直接流入江河湖泊，造成水生态的严重破坏[6]。水中氮素来源较为广泛，对用水安全同样具有较大的负面影响。许多工业，如机械化学等，使用的原料中含有大量硝酸盐，而硝酸盐溶解于水中被人饮用后，会产生强烈的毒害作用。此外，铁合金、炼油等工厂产生含有大量氨氮的废水，经过氧化或硝化作用后氮浓度也较高，加重了氮污染影响[7]。在农业生产活动中，氮和磷等营养物质通过地表径流、渗漏等方式，同样造成水环境污染。许多发达国家的相关研究证明，农业面源污染是水环境污染的主要因素之一[8-9]，如高营养负荷导致北美五大湖地区的水质恶化到临界水平，伊利湖曾因有毒的藻类大量繁殖而被称“北美死海”。此外，集约化生产致使荷兰养殖场周边的土壤因牲畜粪便和氮沉降而损耗碱基阳离子（Ca2+、Mg2+、K+）和矿物结构，造成土壤酸化并排放出气态污染物，如氨、硫化氢和二氧化硫等[10]，通过干、湿沉降等作用，使氨汇集于水中，且被水中的藻类吸收，进一步加剧水环境的污染。

因此，去除水体中过量的氮磷是防治或减轻水体富营养化的重要任务。目前，对于富营养化水体中氮磷的处理方法主要有物理法、化学法、生物法等[11]。其中，常见的物理法包括吹脱法、离子交换法、反渗透膜法；化学法包括沉淀法、电解法、催化氧化法等。生物法因其具有运行费用低、去除氮磷效果好、生态效果好等优点而具有较高关注度，但生物菌种培养对环境温度要求高，在高浓度含氮污水中效果较差[12]。化学法高效且操作简单，但药剂用品昂贵且存在二次污染等问题使得化学法难以推广。而物理吸附被证实为去除水中污染物最经济、高效和安全的方法之一[13-15]。低成本和高效的物理吸附材料引起了人们极大的兴趣，目前市面上吸附剂主要有沸石[16]、膨润土[17]和生物炭[18]等。其中，生物炭是生物质在厌氧或缺氧的环境中热解而产生的固体碳材料，具有稳定性、多孔性、价廉易得且效果好的优势，因此在废水处理中最具潜力[19-20]。生物炭是由工业废物或者农业废物通过在不同温度下热解手段制备而成的副产品，来源广泛，包括污泥、动物粪便、农作物残渣、林业废弃物等[21]。生物炭表面负电荷密度大、孔隙度高和表面积大，因此被认为是一种具有适用性和选择性的低廉材料[22]。生物炭去除富营养水体中氮磷的效果已经被广泛证实，但生物炭的吸附行为会受到其本身的固有特征和外界因素影响[23-24]。近些年，有关生物炭去除富营养水中养分的研究呈现两个方向：一是微观化、机理化。主要体现在许多学者利用微观诊断技术，研究生物炭内部结构、组分等参数与实际去除氮磷效果的关联关系，解析生物炭潜在的改良方向[18,25]；二是技术耦合、参数优化。主要是在掌握物理或者化学改性原理的基础上，对生物炭进行物理、化学联合改性，通过探索，如碳化、超声、金属浸渍等各个技术（制备）参数组合，大幅度提升生物炭去除氮磷的效果[18,26-27]。

因此，本文拟通过概述生物炭吸附氮磷的过程及相关影响因素，掌握生物炭协同去除氮磷的动力学机制和微观作用机理，并以此为理论基础，简述以生物炭为载体实现富营养水体资源化利用的理念与应用前景，为农业废水的资源化利用提供技术参考。

1 影响生物炭吸附氮、磷的因素

1.1 溶液pH值

溶液的pH值是优化吸附过程的重要参数之一，它通过两种方式影响吸附过程：（1）改变生物炭的表面电荷；（2）影响吸附质的电离程度和存在形式[28]。溶液pH值对水中NH4+离子存在状态和生物炭表面官能团离子状态有显著影响。VU等[2]发现，由于溶液中H+与NH4+离子之间存在较强的竞争作用，在pH<5时，生物炭对NH4+吸附容量较低。当溶液pH值从5增加到7时，溶液中离子H+的减少有助于生物炭吸附容量的增加。当pH值增加到7以上时，生物炭对NH4+的吸附能力增强。产生这种现象的原因是可交换性NH4+增加，使其能被生物炭表面负电荷吸引。在高pH值试验条件下，铵的解离常数为9.3，其反萃取不是主要机理，因为高pH值条件下，主要以NH3(aq)形式存在，因而电子吸引机制不再有效，所以导致其吸附量降低。也有研究发现，溶液pH>10时，NH4+吸附量不减反增，但研究人员认为这是假吸附，因为在强碱性条件下，吸附液中NH4+部分转换成NH3气态形式并从吸附液中释放出来，从而呈现出吸附量增高的现象[29]。LI等[30]的研究同样证明，过高的pH值会导致NH4+以气态NH3的形式损失从而降低吸附量。研究还发现，pH值能够影响生物炭表面的酸性或者碱性自由基/基团，使其通过化学反应将氮的形式转换而更好地被生物炭所吸附，如低pH值的生物炭上的酸性表面基团可以将NH3气体质子化为NH4+，从而促进它们吸附到生物炭的阳离子交换位点上[31]。对于铁改性生物炭，随着pH值升高，生物炭的表面会发生去质子化反应，暴露出更多的吸附位点，铁离子含量越高，对铵态氮的吸附效果也就越强[32]。然而，pH值过高时，又会在铁改性生物炭的表面形成金属水合物或金属盐沉淀，使生物炭孔隙被堵塞，降低基团活性[33]。

pH值对水中磷的存在形式影响最大。在不同的溶液pH值下，磷酸盐通过式（1）~式（3）进行水解和电离以不同形式存在：H3PO（4pH<2.16）、H2PO4（-pH=2.16~7.21）、HPO42（-pH=7.21~12.31）和PO43（-pH>12.32）。上述磷酸盐形式中，H2PO4-的吸附自由能最低，更容易被生物炭所吸附[34]。当溶液达到碱性环境时，溶液中的OH-浓度较高，会和磷酸根产生竞争，对生物炭吸附磷酸根不利。

溶液pH值与生物炭自身的零电荷点(pHpzc)在影响氮吸附过程中同样有着不可分割的联系。溶液的pH值会导致生物炭表面带上不同的电荷。当pH>pHpzc时，生物炭表面带负电荷，增加的静电引力能加强NH4+的吸附，反之，当pH

1.2 共存离子

废水中存在其他的离子会通过竞争吸附影响生物炭对氮磷的去除，如LI等[30]研究发现溶液中等量阳离子（K+、Na+、Ca2+）的存在会与NH4+竞争，使NH4+去除率从48.85%显著下降到32.53%。炉渣中的金属氧化物如MgO、CaO等溶于水溶液中形成的阳离子与氨氮竞争吸附位点，导致改性生物炭去除废水中氨氮的能力下降[37]。CHENG等[38]在NH4+溶液中加入Na+、K+、Ca2+、Fe3+发现，生物炭吸附NH4+影响最大的离子是Fe3+，其次是Na+，这在一定程度上也证实了其他阳离子会通过竞争吸附位点来影响吸附结果。但污染物在生物炭上的竞争行为受到多因素的影响，包括有水合离子半径、金属电负性、表面电荷。例如，二价的Cd2+半径（0.87Å）远小于NH4+的半径（1.43Å），即Cd2+更容易被生物炭吸附。与此同时，一部分Cd2+能够取代生物炭吸附的NH4+，这也能解释为什么加入Cd2+后NH4+的吸附量下降[39]。SO42-(0.230nm)和H2PO4-(0.238nm)的离子半径相近，SO42-的存在可以竞争吸附剂表面带正电荷的位置，从而降低生物炭对H2PO4-的吸附量[30]。WU等[40]发现，随着溶液中阳离子（Na+、Ca2+、Mg2+、Al3+）浓度的增加，一方面，阳离子进入吸附层，导致生物炭表面负电性降低，双层被压缩，氨氮的吸附量降低；另一方面，拥有更多电荷的二价和三价阳离子比一价阳离子更容易与吸附位点结合，因此多价离子占据更多的吸附位点，这也证实了Ca2+、Mg2+、Al3+对氨氮吸附的影响更明显[40]。因此，在考察不同吸附剂在溶液中吸附氮磷的能力时，共存离子是必不可少的试验条件。

1.3 生物炭原料

不同原料由于其本身独有的结构和化学成分，导致其生产出的生物炭在结构和特征方面也存在较大差异。木质生物炭纤维素较多，热解过后灰分较少，因而能够表现出较强的保留养分能力，而产自奶牛粪便或家禽粪便的肥料基生物炭具有较高的pH值，灰分和矿物质含量则较高[41]。与植物残渣所衍生出的生物炭相比，猪粪制成的生物炭显现出更高的灰分、O/C比以及更低的比表面积[42]。因此，肥料基生物炭的高吸附能力可能与本身较高的灰分含量有关。LUO等[21]比较了稻草和猪粪所制备出的生物炭发现，灰分中通常含有几种可能与污染物相互作用的矿物氧化物(如金属氧化物)，这也就解释了为什么猪粪生物炭对NO3-的去除率较高。田雪等[43]的研究则发现，由树叶制备的生物炭在同等温度条件下对铵态氮的吸附能力均高于由树枝制备的生物炭，原因是树叶的木质素低于树枝，而热解过程中木质素软化和熔融堵塞了部分焦气孔，进而导致树枝生物炭的孔隙结构较差。研究证明，木质纤维素基生物炭经金属改性后比原始生物炭具有更高的吸附能力，然而以污泥作原料的生物炭由于污泥本身来源以及组成的复杂性，金属元素含量较高，未改性的污泥生物炭也能体现较强的吸附能力[25,44-45]。共热污泥和木质生物质的复分解，将结合相应生物炭在实际应用中的高吸附优势。研究发现，当污泥与核桃壳的混合比例为3:1时，衍生生物炭(MBC3-1)对中性或弱碱性水中NH4+表现出较高的吸附能力，最高吸附量达22.85mg·g-1[29]。

1.4 热解温度

生物炭对铵态氮的吸附能力受到热解温度的影响。ZHANG等[46]研究发现，在低热解温度（即<400℃）下，不稳定的碳成分变化很小，随着热解温度上升，不稳定的碳馏分能够形成芳香族碳结构，从12%(200℃)增加到97%(600℃)，同时增加了生物炭表面的正电荷，而这两者都对生物炭阳离子交换容量（CEC）有显著影响。在400~600℃范围内，随着热解温度的升高，酚类化合物、表面羧酸类化合物、内酯类化合物和总酸性官能团等不同表面官能团的浓度均有所降低。原料在较高温度下热解产生更多的挥发性物质和碳质气体，挥发物从孔隙中去除并且剩余骨架结构的物理化学冷凝作用会产生巨大的孔隙，导致BET参数中表面积的增大[47]。含氧官能团和表面负电荷越多，CEC越高，加之孔隙度增加，使生物炭对水溶液中氮磷的去除效果更好。生物炭的理化性质在不同的热解温度下具有较大差异性，球磨水稻秸秆生物炭和球磨酒糟生物炭在300℃时，因其表面具有丰富的官能团而表现出较好的磷酸盐吸附能力，但对于球磨紫茎泽兰生物炭，其热解温度为600℃时的CEC达到155.41cmol·kg-1，说明其含有较多的Ca、Mg等矿质元素，可通过静电引力和表面沉淀作用促进生物炭对磷酸盐的吸附[48]。

1.5 表面含氧官能团

热解过程就是生物质脱羟基/氢和芳香化形成表面官能团的过程。生物炭表面官能团的种类和数量很大程度上决定了生物炭的表面化学性质，最常见的就是含氧官能团。生物炭的亲水性、疏水性、表面电荷、表面反应及表面行为等都会受到含氧官能团的影响，进而影响吸附行为[49]。生物炭表面官能团分为碱性官能团和酸性官能团两类，酸性官能团即能够电离H+从而带负电以吸引阳离子污染物，反之，带正电的碱性官能团能电离-OH并吸附阴离子[50]。FENG等[48]在研究中发现，生物炭上的COOH和OH基团能够电离出H+，通过静电引力将NH4+吸附到生物炭表面。生物炭改性活化剂如酸碱溶剂等常用于促进生物炭表面官能团发展。玉米芯生物炭被HNO3改性后，其羧基和内酯基官能团的数量为原始生物的两倍，酸性官能团也显著提高，从而获得更佳的NH4+吸附能力[2]。LI等[36]在研究聚壳糖-镁改性生物炭对氮磷的吸附效果时，发现吸附前后C=O和C-O基团含量都降低了，尤其是C-O基团比例从38.2%下降到15.9%，说明这些含氧官能团参与了吸附过程。在HUANG等[51]的研究中也同样发现锆改性生物炭吸附磷前后，Zr-OH的含量从20.15%降低至4.58%，羟基的减少表明它在吸附过程中被磷酸盐取代。

1.6 比表面积及孔隙结构

生物炭通过吸附实现水中氮磷的去除，发达的孔隙结构和高比表面积为氮磷的吸附提供了充足的吸附位点和空间，能够促进较高氮磷浓度从溶液向生物炭表面传递，即传质过程。在KIZITO[52]的研究中，木质生物炭比稻壳生物炭的比表面积更大，在富氮溶液中，稻壳生物炭的吸附率为60%，而木质生物炭的吸附率高达73%。生物炭表面积在除磷时的作用也与除氮相似。就活性位点的数量和分布而言，磷酸盐的吸附能力受到生物炭表面积的影响。例如，研究发现生物炭对磷酸盐的吸附能力与生物炭表面积呈正相关。当热解温度从200℃上升到400℃时，生物炭的比表面积增加，对磷酸盐的吸附能力也增加；然而，当热解温度高于400℃时，生物炭表面积减小，对磷酸盐的吸附能力也降低[53]。DENG等[54]将添加有大理石和富钙海泡石的甘蔗渣中在800℃下热解成生物炭，发现两者的孔隙度和比表面积都比纯甘蔗渣生物炭高，说明钙和镁的存在都对生物炭的孔隙结构发育有益。比表面积最高的富钙海泡石-甘蔗生物炭对磷的吸附量为128.21mg·g-1，而大理石-甘蔗生物炭对磷的吸附量则高达263.17mg·g-1，意味着比表面积并不是影响生物炭吸附磷的最主导因素。

发达的孔隙结构能够暴露出更多的吸附位点以及吸附剂与溶液的接触面积，促进吸附过程。研究发现超声具有强大的冲击能力，打开生物炭内被堵塞的孔隙，剥离碳结构，增加微孔面积，从而减少矿物物质从孔隙中的浸出以提高吸附能力[55]。WANG等[35]的研究发现，长时间的超声提高了改性生物炭的孔体积和孔径，清洁了生物炭中的灰分，暴露出更多吸附面积，相较于原始生物炭，超声改性生物炭对氨氮的吸附能力提高了5倍。

1.7 生物炭上负载的金属氧化物

金属或金属氧化物负载在生物炭上有两种方式：一是通过离子键与生物炭表面的基团连接；二是填充到生物炭表面的微孔和总孔[56]。与栎木屑相比，LaCl3参与热解过程生成的生物炭能够提高对NH4+、NO3-、PO43-的最大吸附量，分别为1.9，11.2，4.5倍[41]。伪二阶动力学方程表明，负载Ce3+的生物炭吸附磷酸根是由化学吸附主导，生物炭表面的Ce3+离子能够和H2PO4-发生反应生成CePO4，且吸附速率很快，短时间就能达到吸附平衡[57]。为了达到吸附污染物后能够有效分离出溶液中的生物炭的目的，研究人员提出采用铁、钴、锰等金属或纳米离子对生物炭进行改性，制备出磁性生物炭。常见的磁改性生物炭方法是铁盐或者铁的氧化物与原始生物炭合成，如FeCl3和FeSO4等。合成方法主要有浸渍裂解法、共沉淀法和还原沉淀法。魏存[32]对3种工艺制备出的铁改性生物炭进行了铵态氮吸附试验发现，改性后的生物炭吸附量最高可达3.67mg·g-1，而原始稻壳生物炭的吸附量仅为2.22mg·g-1。CHEN等[58]以橘皮为原料，磁铁矿为磁性介质，采用化学共沉淀法制备磁性生物炭，然后在不同温度下进行热解。结果表明，与非磁性生物炭相比，磁性生物炭都很容易被磁铁回收，即使在120r·min-1的暗箱中25℃恒温旋转振荡14d后，磁性生物炭仍然具有较强的磁性。DOAN等[59]的试验也同样证明，具有较高饱和磁化强度(Ms)值的生物炭形成了更多的Fe3O4颗粒，而在磁场作用下，溶液中的氮磷等元素更容易被吸引，从而达到去除的效果。

未经过改性的生物炭对磷酸根吸附效果极差，几乎接近零，甚至会从自身释放磷。ZHOU等[24]的研究发现，在磷浓度小于5mg·L-1时，木屑生物炭会释放出磷。研究发现，镁处理番茄生物炭对水中磷酸盐的吸附能力较强，并且磷的去除率与生物炭中镁含量存在显著的相关性，表明镁是控制磷酸盐吸附的重要因素[60]。生物炭负载镁离子成为去除水体中过量存在的磷酸根的重要手段。生物炭浸渍在氯化镁溶液后经过高温煅烧，氯化镁与空气接触被氧化，生成的氧化镁和氢氧化镁颗粒附着在生物炭表面，不仅提高了生物炭零点电荷，还能通过化学沉淀的方式吸附溶液中的磷。虽然MgCl2和FeCl3等金属盐或金属氧化物能够提高生物炭对氮和磷的吸附已被试验证实[61-62]，但也存在研究发现金属氧化物对氮磷的吸附效果并不佳，如Mg(OH)2改性生物炭对氮磷的吸附效果就远低于MgCl2改性生物炭[63]，推测其原因是生物炭吸附氮磷与用于改性的溶液产生的化学反应不同有关。因此，想要同步提高生物炭对富营养水体中高含量的氮磷吸附能力，不仅需要考虑所选用的金属，还对该金属盐或金属氧化物溶剂有要求。

综上，在不同的影响因素下，生物炭对氮磷的吸附过程都受到了不同程度的影响。研究生物炭对氮磷吸附机制的前提是掌握各个影响因素下生物炭理化性质以及氮磷的存在形态是否发生改变，再针对不一样的性质挖掘最根本的物理或化学干预方式，从而更好地研究生物炭吸附氮磷的过程。

2 氮、磷协同吸附

氮和磷共同存在于富营养水体中，是激发藻类过度繁殖的重要因素。通常情况下，单独去除水溶液中磷的工作较少，工业和农业中对磷的去除往往是与氮素协同去除的过程，有必要研究他们同时存在的时候是否对生物炭吸附效果产生影响。MICHALEKOVA-RICHVEISOVA等[56]阐述了在铁负载生物炭吸附磷的过程中，NO3-可能参与了吸附过程。同为阴离子的磷酸根和硝酸根存在竞争关系[64]，在生物炭吸附磷酸根的过程中，两者会争夺表面的吸附位点。但也并非所有吸附剂都会受到两者共存的影响，如WU等[65]使用有机改性铝锰双金属氧化物吸附硝酸盐和PO43-时发现PO43-的存在提高了NO3-吸附量，原因是PO43-的吸附机制主要归因于OH-基团的结合，而NO3-的吸附是配体交换。但磷酸根和氨氮同时存在时，其去除机制往往由吸附剂决定。富含镁的生物炭去除氮磷主要由化学沉淀主导其吸附过程，如富磷生物炭表面的Mg2+通过生成鸟粪石沉淀[Mg(NH4)PO4·6H2O]促进了对铵态氮的吸附[44]。鸟粪石中铵和磷的摩尔比为1:1，表明MgO浸渍的生物炭回收磷的同时，也能同时回收同质量比的铵态氮[30]。LI等[66]研究铁改性生物炭对氮磷的吸附能力发现，该吸附机制比较复杂，Fe-BC690(pHPZC=9.6)的pHPZC高于沼液(pH=8.3)，导致Fe-BC690表面带正电荷，能够吸引带负电的磷，生物炭表面的Fe3+与PO43-能够结合成FePO4；Fe-BC690通过吸氧腐蚀释放的Fe3+和Fe2+水解为Fe(OH)3胶体，从而促进氮磷在Fe-BC690上的絮凝。

生物炭吸附氮磷的作用机制主要有沉淀作用、表面官能团、静电吸附、物理吸附和离子交换（图1），它们总是共同存在于生物炭的吸附过程中，因两者所携带的电荷不同，去除机制表现的形式也有差别。根据图1显示的5种吸附机制，NH4+主要通过物理吸附、表面官能团和离子交换3种机制去除，但当生物炭表面带负电时也会涉及静电吸附机制；生物炭表面带正电时则能够吸引带负电的NO3-和HPO42-，而磷酸根最主要的吸附机制是与金属离子共沉淀。有研究发现，物理吸附存在整个吸附过程中，但镁改性咖啡豆生物炭和镁改性棕榈树树干生物炭上主要通过金属阳离子与NH4+之间进行离子交换而去除NH4+，并通过化学沉淀的方法去除磷酸盐[67]。同样，GONG等[68]研究也发现，镁改性芦苇生物炭对NH4+的吸附可以采用伪二级动力学模型描述，NH4+通过与表面的Mg2+交换而被吸附到生物炭上。与NH4-N的吸附机制不同，磷酸根吸附则符合粒子内扩散模型和伪一级动力学模型，PO43-与Mg2+发生共沉淀而被去除。生物炭表面所负载的Mg2+数量有限，氮和磷在吸附过程中存在着离子竞争关系。然而，氮磷同时存在或只有磷单独存在时，吸附机理会发生改变。例如，CHENG等[38]用紫茎泽兰生物炭共同吸附氮磷，发现对氨氮主要是化学吸附过程，但是对磷酸根的吸附过程较为复杂。氨氮不存在的时候，磷酸根离子主要依靠络合主导吸附，但是两者共同存在时，静电引力占据主导地位[38]。与此同时，受到生物炭原料、制备条件和改性方法等多方面的影响，在不同的试验条件下可能会因为某些因子的改变对整个吸附过程造成影响，如改变pH值，生物炭表面所带电荷也会发生变化，带负电的生物炭能够吸附阳离子，而带正电的生物炭吸附阴离子[20,35]。

图1 生物炭吸附氮磷作用机制Figure 1 Mechanism of nitrogen and phosphorus adsorption on biochar

由于铵态氮和磷酸根的吸附机制不尽相同，对生物炭扩大比表面积以增加吸附位点的手段并不适用于吸附磷酸根。常带负电荷的生物炭比表面积增大可能会对磷酸根和硝酸根产生更强的排斥力，不利于两者的吸附，因此化学改性成为提高生物炭吸附磷酸根和硝酸根的重要手段。铁改性生物炭表面负载的Fe-O基团提高了生物炭表面的正电荷总量，Freundlich模型较佳的拟合结果也进一步证实了由Fe-O基团引起的化学吸附是硝态氮的主要作用机制[69]。针对未来高效去除富营养水体中的氮磷，需要更进一步对生物炭去除氮磷的作用机理进行深入研究。中氮磷在农田的资源化利用是保证农业水土资源协调均衡的重要技术手段。El SHARKAWI等[75]的试验结果表明，负载磷酸铵的稻壳生物炭通过铵和硝酸盐的形式向土壤缓慢释放氮，土壤中氮素的保留以及植物的生长都优于直接施用矿物肥。干湿交替灌溉稻田添加氮负载生物炭不仅能够减少肥料施用，还能缓释NH4+，提高水稻分蘖率[76]。还有学者通过盆栽试验表明，负载磷酸盐的磁性生物炭能够缓释磷酸盐，促进黑麦草幼苗和莴苣幼苗的生长[13,77]，这也同样证实了通过吸附大量磷酸盐的生物炭在应用于土壤时能够解吸足以促进植物生成的养分。镁改性生物炭吸附氮磷后形成的鸟粪石缓释肥，相较传统的鸟粪石肥料具有更高的碳固定量，对土壤理化性质的改善能力更佳[63]。以上研究结果均能证明，负载养分的生物炭不仅能够作为吸附材料进一步吸附其他污染物，还能够作为缓释肥用于土壤改良，使其具有重大的成果转化能力。

4 结论与展望

本研究总结了生物炭从制备到吸附试验中各个因素对氮磷吸附结果产生的影响。生物炭的原料和热解制备温度对生物炭本身构造和性质（如表面积、孔隙度和官能团等）起到决定性作用，而生物炭自身的理化性质又会受到溶液环境的影响而表现出不同的吸附效果，这些因素都环环相扣，紧密相连。基于生物炭物理、化学改性的结果与生物炭协同去除富营养水体氮磷的机制，笔者认为在适宜的工作环境下，金属负载生物炭既能通过增加比表面积、官能团数量以及增强静电吸附作用高效地对富营养水中氮磷进行回收，又能作为养分载体通过还田应用实现资源化利用，这不仅实现农业水土（富营养水体与贫瘠土壤）资源协调均衡，还有利于促进农田生产的可持续发展。当然，吸附氮磷的生物炭不局限于在农田实现资源化利用，还可以强化溶液中重金属的去除以及与其他改性方法一起，增加生物炭的附加功能。

生物炭作为一种环境友好型高效吸附材料，在富营养化水体氮磷去除和资源化利用方面具有广阔的应用前景。为了进一步开发生物炭产品，理清包括生物炭本身性质和溶液环境在内各种因子对氮磷去除的作用机制和揭示氮磷共存时的吸附机理是制备或再加工改性生物炭的重要基础。由于变化试验条件对氮磷的吸附机理和吸附效果存在较大影响，因此对于水体氮磷的吸附，未来可以围绕“资源化利用”这一主线，针对实际情况调控各个影响因素。例如，以“形成鸟粪石”为主导提出最优制备参数，使其在水土环境治理、农田CO2减排方面发挥更为积极的作用。

虽然现在对生物炭的研究已经非常深入，但是应用于实际水环境中还存在着尚未研究透彻的部分：（1）从物理改性结果上看，理论上粒径越小的生物炭比表面积越大，具有较好的吸附能力，但是粒径达到纳米级别的生物炭施用于水体后如何大规模回收，且回收成本是否经济仍需考虑；（2）从化学改性看，利用磁化效应解决水污染问题的同时，是否会浸出生物炭上负载的金属而造成二次水污染；（3）从协同吸附效应看，由于实际水环境复杂，除已知的离子干扰，是否存在其他因素如微生物等对氮磷吸附效果造成严重干扰，生物炭吸附氮磷的机制是否会发生巨大的变化；（4）从综合性质看，生物炭本身被证实为一种对环境友好的吸附材料，但物理、化学或生物改性后导致生物炭发生物理或化学变化，可能会使其增加毒性，未来则需要对这种毒性进行评估以避免对水环境造成不良影响；（5）从应用效果看，改性生物炭将不可避免地增加成本，如物理活化会增加能源消耗费用，化学和生物活化会增加试剂成本。因此，与其他吸附剂（如沸石、活性炭等）相比，其实际环境中的应用成本和盈利能力还有待进一步衡量。综上，有必要进一步研究生物炭应用于富营养水体中的经济效益和可操作性，持续攻关各种改性手段以实现生物炭理化性质利用价值最大化，考察溶液环境中由单一影响因素变为多影响因素下交互作用带来的影响，实现改性生物炭同步吸附水环境中多种污染物。