蘇浩杰，吳俊峰，王召東，成先雄

（1.江西理工大學(xué)土木與測繪工程學(xué)院，江西 贛州 341000；2.河南城建學(xué)院河南省水體污染防治與修復(fù)重點實驗室，河南 平頂山 467036）

近年來，隨著我國經(jīng)濟的快速發(fā)展，由農(nóng)業(yè)上施加的農(nóng)藥和化肥、畜禽養(yǎng)殖以及農(nóng)村生活垃圾所引起的面源污染問題愈發(fā)嚴重〔1〕。過量的氮和磷進入河流，導(dǎo)致水體中藻類大量繁殖，阻礙水體的復(fù)氧作用，從而引發(fā)水體富營養(yǎng)化，嚴重危害生態(tài)環(huán)境和人類健康〔2〕。目前常用的脫氮除磷方法有生物法和物理-化學(xué)法等。其中生物法多采用AAO、氧化溝及SBR 等較為成熟的工藝，在利用活性污泥去除水中氮的同時去除部分磷〔3-5〕。物理-化學(xué)法以吸附法最為常見。吸附法是通過向廢水中投加一定量的吸附劑來吸附去除水中氮和磷的一種方法〔6〕。與活性污泥法相比，吸附法具有更多的適用場合、更加靈活的使用方式和更好的污染物去除效果〔7-8〕。

生物炭是指以農(nóng)田廢棄物、動物糞便、農(nóng)作物內(nèi)核外殼以及廢棄污泥等作為原材料，在無氧或者極少氧的條件下將其熱解生成的富含碳的固體物質(zhì)〔9〕。由于生物質(zhì)廉價易得且易于加工，所以生物炭成本較低，這是其越來越受到重視的原因之一。與此同時，生物炭還擁有穩(wěn)定的結(jié)構(gòu)、較大的比表面積及孔隙率和較多的表面官能團，正是這些特征使其成為了一種優(yōu)良的吸附劑〔10〕。除此之外，生物炭還具有高度可修飾性的特點，為進一步提高生物炭的吸附性能，研究人員針對特定污染物的去除對其進行了相應(yīng)改性〔11-14〕，使其相較于原生物炭具有更大的比表面積和更多的表面官能團等〔15〕?；诮鼛啄陮Ω男陨锾咳コ械土椎难芯楷F(xiàn)狀，筆者對金屬改性生物炭的制備方法及其去除氮和磷的機理進行了闡述，并對改性生物炭去除氮和磷的影響因素進行了綜述，以期為運用生物炭深度脫氮除磷以及污廢水中營養(yǎng)物質(zhì)的資源化回收利用提供參考。

1 金屬改性生物炭的制備

使用金屬來改性生物炭會使原始生物炭在增加比表面積和表面官能團的同時，表面附著金屬陽離子，增強與水中氮和磷的物理和化學(xué)反應(yīng)，從而增強對氮、磷的去除性能〔16〕。常用的改性方法包括溶液浸漬法和金屬共沉淀法。如圖1 所示，溶液浸漬法是指生物質(zhì)在金屬離子溶液中充分浸漬之后經(jīng)高溫熱解形成生物炭的一種方法，因為只需一次熱解就可以得到改性后的生物炭，所以其又被稱為一步熱解法或一鍋法。而金屬共沉淀法相對來講較為復(fù)雜，首先要先將生物質(zhì)制成生物炭，之后將一定量的生物炭置入金屬離子溶液中，滴加化學(xué)試劑使金屬離子沉淀至生物炭上。

圖1 溶液浸漬法制備金屬改性生物炭Fig.1 Preparation of metal-modified biochar by solution impregnation

除去這2 種方法外，還有學(xué)者探索出了較為新穎的制備方法。K. JUNG 等〔17〕使用一種被稱為電化學(xué)復(fù)合改性（CEM）的新型方法制備了改性海藻生物炭，具體操作是將干燥的海藻浸泡在氯化鎂溶液中，然后施加20 V 電壓10 min 后對其進行熱解，形態(tài)和化學(xué)分析結(jié)果表明，具有高度結(jié)晶結(jié)構(gòu)的納米氧化鎂顆粒在聚乙烯-氧化鎂/生物炭表面分散富集使其具有較好的磷吸附性能（最大吸附量可達620 mg/g）。造粒是另一種常見的生物炭改性方式。如圖2 所示，將造粒與金屬負載相結(jié)合可對生物炭進行改性以增強其吸附氮、磷的能力。Jing REN 等〔18〕探索了顆?；锾控撦d氧化鐵的方法，其先將粉末狀的生物炭用聚四氟乙烯黏合成顆粒狀，再使用化學(xué)沉淀的方法將氧化鐵負載到生物炭顆粒上，所得產(chǎn)品能夠較好地去除水中的磷酸鹽。未來應(yīng)在這些方法的基礎(chǔ)上開發(fā)更為經(jīng)濟有效的金屬改性生物炭制備方法。

圖2 生物炭造粒后負載金屬吸附氮和磷Fig.2 Adsorption of nitrogen and phosphorus by biochar loaded metal after biochar granulation

在熱解過程中，熱解溫度對生物炭的形成起著重要作用，其不僅影響改性生物炭表面性質(zhì)，還影響其產(chǎn)率。在初始升溫過程中，原料中的不飽和C—C鍵、內(nèi)酯等結(jié)構(gòu)被破壞，揮發(fā)性物質(zhì)（H2O、CO2、CO等）隨即釋放出來，生物炭的產(chǎn)率往往隨著溫度的升高而降低；但隨著溫度進一步升高，富碳化合物的釋放減少，而碳含量較少的化合物持續(xù)釋放，生物炭的固定碳含量增加〔12〕。不同的熱解溫度對生物炭的結(jié)構(gòu)組成有很大影響，從而可能影響生物炭的物理和化學(xué)性質(zhì)。朱世殊等〔19〕研究發(fā)現(xiàn)，400～600 ℃熱解溫度下制得的生物炭以無定形碳為主，表面含C—O 與C—OOH 結(jié)構(gòu)，而當熱解溫度達700～900 ℃時，生物炭的比表面積大幅下降（由181.2 m2/g 降到95.2 m2/g），其主體以無定形碳-芳香團簇的過渡態(tài)碳層為主，其中C==C 和C==O 含量較高。

2 金屬改性生物炭對水中氮、磷的去除機理

目前在以炭材料去除氮和磷的研究中，大多水樣中同時存在氮和磷。其中氮通常以和等形式存在，磷通常以、、等形式存在。各離子所帶電荷不同，故去除機理也不一樣。一般來說，金屬改性后的生物炭對氮的去除機理有位點吸附、離子交換反應(yīng)等，對磷的去除機理除位點吸附外，還有化學(xué)沉淀、靜電引力、配體交換等〔20〕。表1 給出了相關(guān)機理研究的部分代表性成果，圖3 對各機理進行了示意。

表1 金屬改性生物炭去除水中氮和磷的相關(guān)機理研究成果Table 1 Mechanism research achievements on nitrogen and phosphorus removal in water by metal-modified biochar

2.1 吸附位點吸附

吸附位點包括生物炭的孔隙和表面官能團等，金屬離子改性會使生物炭產(chǎn)生較大的比表面積、較高的孔隙率及大量的表面官能團，大多數(shù)情況下還會在生物炭上形成諸多的金屬薄片以及發(fā)達的碳骨架和蜂窩結(jié)構(gòu)等，使生物炭對水中氮和磷的吸附位點 大 大 增 加〔31〕〔見 圖3（a）〕。Ming ZHANG 等〔32〕以MgCl2改性生物炭制備得到氧化鎂-生物炭納米復(fù)合材料，氧化鎂顆粒在生物炭上以納米薄片的形式存在，改性后的生物炭中孔占比極大提高，比表面積為253.4～346.5 m2/g，大大提高了其對氮和磷的吸附能力。Qianqian YIN 等〔29〕發(fā)現(xiàn)作為氧化鎂和氧化鋁前體的氯化鎂和氯化鋁水合物在生物質(zhì)熱解過程中可充當活化劑，在高溫熱解時水從水合物中釋放出來，同時水合物還會釋放出其他化合物（如氯化氫），這些物質(zhì)的釋放有利于改性生物炭高度發(fā)達的多孔結(jié)構(gòu)的形成，所以鎂鋁改性后的生物炭比表面積和孔隙率顯著提高，對銨、硝酸鹽和磷酸鹽的吸附量也大大增加。Zhanghong WANG 等〔6〕發(fā)現(xiàn)使用鑭改性生物炭可顯著提高其對水中、和的吸附能力。對NH4+吸附性能的改善可能與鑭改性后生物炭的酸性官能團（酚羥基和羧基）大量增加有關(guān)，而生物炭上增加的堿性官能團有利于提高其對和的吸附。雖然依靠吸附位點去除氮、磷速度較快，但吸附位點卻極易飽和，不能獲得較大的氮和磷去除量。想要進一步提高生物炭對氮、磷的吸附性能還要依賴經(jīng)陽離子改性后生物炭所增加的靜電引力和化學(xué)沉淀等作用。

圖3 金屬改性生物炭去除水中氮、磷的機理Fig.3 Mechanism of nitrogen and phosphorus removal in water by metal-modified biochar

2.2 離子交換及配體交換反應(yīng)

金屬改性生物炭去除水中氮、磷過程中的交換反應(yīng)除離子交換外，還包括配體交換等。帶負電的可與金屬氫氧化物中的氫氧根離子發(fā)生配體交換反應(yīng)〔見圖3（b）〕〔33〕。Qinyuan XU 等〔26〕在研究負載有鑭的木質(zhì)纖維素生物炭對于磷酸鹽的吸附機理時，發(fā)現(xiàn)溶液中氫氧化物的含量在溶液初始pH 接近3 時迅速增加，吸附完成后溶液pH 較初始pH 升高，這是由于鑭/生物炭吸附劑上負載的羥基和磷酸鹽之間發(fā)生配體交換，釋放出了氫氧化物。因此，配體交換是影響鑭/生物炭去除磷性能的主要因素之一。而Qi YANG 等〔30〕采用式（1）闡明了鐵改性污泥生物炭表面羥基和未被活化的H2PO4-之間的配體交換，并指出配體交換是去除水中磷的主要機理之一。

2.3 化學(xué)沉淀

化學(xué)沉淀涉及固體產(chǎn)物的形成，往往發(fā)生在溶液中或者改性生物炭表面上〔見圖3（c）〕。通過化學(xué)沉淀去除水中帶負電的磷酸鹽是可行的。溶液中部分金屬陽離子會從生物炭中釋放出來與磷酸根離子通過強化學(xué)鍵形成不溶性鹽沉淀，如MgHPO4和Mg（H2PO4）2等〔35〕，從而去除磷酸鹽。有研究證實，經(jīng)鎂改性的胡蘿卜殘渣生物炭對廢水中磷的吸附率較高，最高吸附量達到138 mg/g，實驗過程中，Mg2+與H2PO4-發(fā) 生 化 學(xué) 反 應(yīng) 生 成 了Mg（H2PO4）2〔36〕。與此同時，在反應(yīng)過程中，生物炭表面的金屬氧化物會和水中的磷酸鹽產(chǎn)生表面沉淀，這種表面化學(xué)沉淀同樣被認為是去除水中磷的關(guān)鍵機制之一〔37〕。Xia?oning LIU 等〔38〕使用蛋殼混合稻草秸稈制成了CaO-生物炭，摻入鈣離子后的生物炭對水中磷酸鹽的去除能力大大提升，最高吸附量達到231 mg/g，并且吸附磷酸鹽后的生物炭可以用作緩釋磷肥料，促進植物生長，其對磷酸鹽的主要吸附機理是Ca2+、OH-與磷酸鹽結(jié)合形成了羥基磷灰石（HAP）沉淀〔式（2）～（4）〕。K. HADDAD 等〔22〕通過實驗得到了鎂改性的柏樹木屑生物炭，其在對水中磷的去除過程中形成了不溶性鹽沉淀，吸附行為符合Langmuir 模型，最大吸附量為66.7 mg/g。諸多實驗報道證明了附著在生物炭上的金屬離子會與水中磷酸鹽發(fā)生沉淀反應(yīng)，極大地增強了吸附劑對水中磷的去除性能。作為去除磷的主要機制之一，沉淀通常與其他機制，如離子交換、靜電引力和表面絡(luò)合等協(xié)同作用，但是從動力學(xué)角度來講，沉淀過程較其他作用機理進行得更快。

2.4 靜電引力

圖4 金屬離子取代生物炭結(jié)構(gòu)上的碳原子后形成的金屬吸附和邊緣吸附Fig.4 Metal adsorption and edge adsorption formed after metal ions replaced carbon atoms on the structure of biochar

3 影響金屬改性生物炭氮、磷去除效果的因素

研究金屬改性生物炭去除污水中污染物的影響因素，可以獲取生物炭吸附去除污染物的最佳條件。大量研究表明，影響改性生物炭對水中氮和磷吸附性能的因素主要有生物炭比表面積、溶液pH、吸附劑投加量、水溶液中其他共存離子、吸附時間等。

3.1 生物炭比表面積

生物炭的多孔結(jié)構(gòu)和高比表面積有利于把氮和磷從水溶液吸附到生物炭表面〔45〕。A. SALIMOVA等〔46〕發(fā)現(xiàn)廢棄海洋大型藻類生物炭對氮和磷的吸附能力與生物炭比表面積呈正相關(guān)。熱解溫度是影響生物炭比表面積的主要因素之一。在生物質(zhì)熱解生成生物炭的過程中，熱解溫度越高，產(chǎn)生的揮發(fā)性物質(zhì)越多。這些揮發(fā)性物質(zhì)通過生物質(zhì)表面釋放，使最終生成的生物炭產(chǎn)生大量的孔隙，顯著增加生物炭的比表面積〔47〕。另外，即使在同一溫度下，不同的生物質(zhì)前驅(qū)體制得的生物炭比表面積也不相同。這是因為生物質(zhì)的固有組成，例如纖維素、半纖維素、木質(zhì)素和無機物的含量等都對生物炭的性質(zhì)有很大的影響〔12〕。S. KIZITO 等〔48〕研究發(fā)現(xiàn)在相同的溫度下制得的木源生物炭的比表面積遠高于稻殼生物炭的，因為木材含有更多的纖維素和半纖維素，在高溫熱解（>500 ℃）期間這些成分被還原為碳，所以木材生物炭中的固定碳含量更高，灰分更少，形成的炭比表面積更大。同時S. KIZITO 等的研究還發(fā)現(xiàn)木質(zhì)生物炭對的吸附率達到73%，而同樣條件下稻殼生物炭對的吸附率僅為60%。除此之外，使用金屬改性的生物炭通常比原始生物炭具有更大的比表面積和孔體積，提供了更多的吸附位點，從而促進了吸附材料對氮和磷的去除〔49〕。

3.2 溶液pH

溶液pH 是影響吸附劑在溶液中吸附能力的關(guān)鍵因素。溶液pH 對水中磷的存在形式影響較大，隨著pH 的變化，磷酸鹽通過式（5）～式（7）進行水解和電離，因此磷酸鹽在不同的pH 下會以不同的離子形式存在：H3PO4（pH＜2.16）、（pH=2.16～7.21）、（pH=7.21～12.31）和（pH>12.32）〔50〕。在上述磷酸鹽中，的吸附自由能較低，更容易被吸附在改性生物炭上，所以在溶液pH 控制在2.16～7.21 時更有利于磷的吸附〔51〕。

溶液pH 對水中的生物炭也有一定的影響，當溶液pH 低于改性生物炭的零點電荷pH（pHpzc）時，生物炭表面被質(zhì)子化，帶有正電荷，與水中的硝酸鹽和磷酸鹽的靜電引力增強，從而提高了生物炭吸附劑對硝酸鹽和磷酸鹽的吸附效果；而當水溶液pH 高于改性生物炭的pHpzc時，生物炭表面發(fā)生去質(zhì)子化，往往帶負電荷，這不利于吸附劑對水中氮和磷的吸附〔52〕。此外，在堿性條件下，溶液中OH-的量會隨著溶液pH 的增加而顯著增加，大量的OH-會與NO3-和產(chǎn)生吸附競爭，搶占生物炭吸附位點，從而降低生物炭對和的吸附性能〔24〕。

3.3 吸附劑投加量

在使用改性生物炭作為吸附劑去除水中氮、磷污染物的過程中，吸附劑投加量是影響吸附效果的重要因素之一。理論上，隨著吸附劑投加量的增加，吸附位點也會增多，吸附效果會相應(yīng)提高。但實際效果并非如此，研究表明，當生物炭的投加量達到閾值后，其吸附量隨著投加量的增加而有極其微小的上升或者保持不變〔53〕。M.K.SELIEM 等〔54〕使用MCM-41 改性稻殼生物炭作為吸附劑，以25 mL 的1 mmol/L Na2HPO4溶液作為處理對象，通過將吸附劑投加質(zhì)量從50 mg 增加到250 mg 來研究改性吸附劑的投加量對磷酸鹽吸附效果的影響。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在吸附劑投加質(zhì)量小于200 mg 時，隨著投加質(zhì)量的增加吸附效果提升明顯，但是當投加質(zhì)量從200 mg 繼續(xù)增加到250 mg 時，生物炭投加量增加對磷酸鹽的去除量提高效果極小。大多數(shù)實驗報道了相似的實驗結(jié)果，但對具體原因并沒進行深入研究，需要進一步的研究來解釋產(chǎn)生這一結(jié)果的原因。

3.4 共存離子

水中存在多種多樣的與氮和磷共存的陽離子和陰離子，如Cl-、Na+、K+、Ca2+和等。一些共存離子尤其是陰離子會對氮和磷的吸附產(chǎn)生較大的影響，例如碳酸鹽的存在嚴重降低了改性后的生物炭對硝酸鹽的吸附量，這是因為碳酸鹽是電荷密度較高的陰離子，與改性生物炭的靜電引力比硝酸鹽強得多，從而更容易被吸附〔55〕。Xiaoning LIU 等〔56〕研究發(fā)現(xiàn)同樣的競爭也發(fā)生在對磷酸鹽的吸附過程中，當溶液中碳酸氫鹽的濃度逐漸增加時，改性生物炭對磷酸鹽的吸附性能呈明顯下降趨勢，這是因為溶液中碳酸氫鹽電離產(chǎn)生的與磷酸鹽競爭吸附劑表面的活性位點而被優(yōu)先吸附，使得磷酸鹽的吸附量大大減少。還有報道稱，以K+、Ca2+等為代表的陽離子會促進改性生物炭對水中硝酸鹽和磷酸鹽的吸附，但是需要注意的是，這些陽離子的存在會使得的吸附被抑制〔57〕。目前大多數(shù)實驗只停留在對水中幾種常見的共存陰離子的研究，極少數(shù)報道會把陽離子和少見的陰離子考慮在內(nèi)，這對研究共存離子的影響來說是遠遠不夠的。為了能夠使改性后的生物炭大規(guī)模應(yīng)用于去除水中氮、磷，還需加大對這方面的研究。

3.5 吸附時間

去除氮和磷的過程中，吸附時間對吸附速率以及吸附容量均有較大影響。當反應(yīng)進行到一定時間后可能會導(dǎo)致污染物脫附，所以，通常會使用吸附動力學(xué)來研究吸附時間對吸附容量的影響以及達到吸附平衡的時間。一般來說，改性生物炭對氮和磷的去除量在最初的一段時間內(nèi)迅速增加，之后去除速率逐漸減慢，直至達到平衡狀態(tài)。各動力學(xué)模型已被應(yīng)用于擬合反應(yīng)過程，比如準一級、準二級動力學(xué)模型等。Yanhong JIANG等〔37〕研究發(fā)現(xiàn)改性生物炭在吸附的初始階段（0～5 min）對-N 和TP 吸附量快速地增加，之后的5～240 min 內(nèi)吸附速率急劇地減慢，在240 min 后，吸附容量較之前沒有顯著變化。Qi YANG 等〔30〕制備了鐵改性污泥生物炭用于去除水中的磷。當初始磷酸鹽質(zhì)量濃度為20 mg/L 時，前60 min 出現(xiàn)了快速吸附現(xiàn)象，溶液中的磷在靜電引力作用下被吸附在生物炭表面；60 min后吸附速率減慢，此時離子交換作用占據(jù)主導(dǎo)。Qianqian YIN 等〔29〕在研究中發(fā)現(xiàn)的去除過程與顆粒內(nèi)擴散模型非常吻合，的去除則適用準二級模型，而準一級和準二級模型都可以有效地描述生物炭對的吸附。此外，根據(jù)吸附時間和動力學(xué)信息也可以推測吸附裝置的規(guī)模，這對研制出的吸附劑進行大規(guī)模工業(yè)化應(yīng)用來說是至關(guān)重要的〔8〕。

4 改性生物炭的洗脫與直接利用

4.1 洗脫

洗脫是研究最多的回收吸附物和再生吸附劑的方法。吸附劑在多個吸附-解吸過程中的穩(wěn)定性和回收性對于降低氮、磷去除成本和提高吸附氮、磷后吸附材料的脫附效率至關(guān)重要。氫氧化鈉對磷酸鹽的解吸效率相較其對于氯化物和硫酸鹽的解吸效率要高〔58〕。K.W.JUNG 等〔51〕觀察到堿性條件有利于磷酸鹽從鐵酸鎂/生物炭吸附劑中解吸，可用氫氧化鈉溶液作為洗脫劑實現(xiàn)吸附劑的重復(fù)利用。在100 mg/L 的初始磷酸鹽質(zhì)量濃度下，經(jīng)10 個循環(huán)后吸附材料仍可以保持對磷酸鹽一定的去除水平（吸附量約48.0 mg/g，去除率為25%），同時鐵酸鎂/生物炭可以通過磁場被有效分離。由于吸附材料對氨氮的吸附幾乎不涉及到化學(xué)反應(yīng)，所以使用簡便的方式即可洗脫被吸附的氨氮。例如Lu ZHANG 等〔59〕使用Fe改性的污泥殘渣生物炭吸附水中，使用無氨水對生物碳簡單洗脫，經(jīng)3次循環(huán)后改性生物炭對的去除率僅降低了16.3%。

4.2 直接利用

生物炭作為一種土壤改良劑，可增加土壤碳儲量和改善土壤質(zhì)量，已經(jīng)被廣泛應(yīng)用于提高農(nóng)作物生產(chǎn)力〔60〕。改性生物炭不僅有較高的穩(wěn)定性和氮、磷可回收性，而且由于其吸附磷酸鹽和銨后富含養(yǎng)分而成為了一種潛在的農(nóng)業(yè)肥料。Z. M. M. THANT等〔34〕的研究表明，使用鎂浸漬生物炭去除氮和磷后，生物炭中重金屬含量顯著降低，得到的鎂-生物炭-鳥糞石復(fù)合殘料符合肥料指南并可用于商業(yè)用途。Ronghua LI 等〔42〕制備的新型MgO 改性磁性生物炭具有強磁分離能力，方便生物炭從水中分離，并且吸附磷后的生物炭顯著地促進了植物生長，可作為磷基肥料的潛在替代品。生物炭保留的氮可被植物吸收，并有助于提高植物生物量，同時，接近中性pH的生物炭可減少氨揮發(fā)并促進土壤-植物系統(tǒng)中的植物生長〔61〕。然而，對于吸附氮、磷后富氮、富磷材料的某些工業(yè)應(yīng)用，例如制備醫(yī)用羥基磷灰石，可能對回收產(chǎn)品純度具有較高要求，這種情況下，就必須仔細選擇磷源和回收產(chǎn)物的額外純化步驟，因此會增加回收磷的成本。未來還需進一步開發(fā)對吸附氮、磷的生物炭的直接利用方式，盡可能地提高其利用率和使用范圍，并保障其應(yīng)用安全性。

5 結(jié)論與展望

改性生物炭在去除水中氮和磷方面有極大的優(yōu)勢和潛力。為生物炭引入陽離子促使其表面電荷發(fā)生改變，以增強對水中氮和磷的靜電引力，從實際應(yīng)用而言是一種極為有效的改性方法；在金屬改性生物炭的制備過程中生物炭的比表面積會增大，從而增加吸附位點；同時負載在生物炭上的金屬離子會與氮和磷發(fā)生沉淀和交換反應(yīng)，進一步提升對氮、磷的去除效果。無論是金屬離子的引入還是比表面積和官能團的增加，無論是物理吸附還是化學(xué)反應(yīng)，本質(zhì)上還是利用了氮和磷在水溶液中的存在形態(tài)。因此，探究水溶液pH 的意義在于，它不僅極大的影響了氮和磷的存在形態(tài)，還會影響生物炭表面電荷的正負性，控制好溶液pH 可以使吸附事半功倍。

目前，對金屬改性生物炭去除水中氮、磷的研究仍然處在起步階段，還存在諸多不足，如：（1）絕大多數(shù)的改性材料集中在鎂、鐵、鋁和鑭等金屬方面，易引起二次污染，成本較高；（2）對吸附過程中共存離子的干擾研究不夠廣泛，大多只研究兩三種常見陰離子，缺乏對共存陽離子干擾的探討，以及在實際廢水處理中的應(yīng)用研究；（3）雖然多數(shù)報道對改性生物炭的最佳投加量做出研究，但并未對其機制進行詳細闡述等。

針對金屬改性生物炭去除水中氮、磷的研究，未來需在以下方面努力：（1）如何針對不同氮、磷污染程度的廢水調(diào)節(jié)生物炭改性材料的投加量，去控制成本和節(jié)約資源；（2）探索廢水中常見離子在吸附氮、磷的過程中起正或負影響的機理；（3）怎樣有效地回收和利用生物炭上吸附的氮和磷，實現(xiàn)廢物再利用；（4）對金屬改性生物炭的毒性機理研究也應(yīng)是今后去除水中氮和磷的重要研究方向之一。