木質纖維基磁性材料及其對重金屬離子吸附研究進展

周 璇，金 燦，劉貴鋒，霍淑平，吳國民，孔振武*

(1.中國林業科學研究院 林產化學工業研究所;生物質化學利用國家工程實驗室;國家林業和草原局林產化學工程重點實驗室;江蘇省生物質能源與材料重點實驗室,江蘇 南京 210042;2.南京林業大學 江蘇省林業資源高效加工利用協同創新中心,江蘇 南京 210037)

重金屬離子污染是全球面臨最為嚴重的環境污染問題之一。采礦、冶金、電子等工業生產及固體廢棄物產生的重金屬污染物以不可生物降解的離子形式進入水體、土壤等環境中，并隨食物鏈進入生物體內不斷蓄積[1]，對生態系統、生存環境和人體健康造成了嚴重危害。據統計，我國每年約有1 200萬噸糧食受到重金屬污染，造成年經濟損失達200億元。因此，探尋綠色、經濟的重金屬離子處理和回收方法、凈化水體和土壤資源成為社會可持續發展的重要挑戰之一。目前處理重金屬離子的方法較多，包括離子交換法[2]、化學沉淀法、膜工藝法[3]、電滲析法和吸附法[4]等。其中，離子交換法所需原料昂貴、適用范圍小；化學沉淀法雖操作簡單、成本低廉，但當離子濃度較低時無法適用。吸附法具有高效、原料來源廣泛、操作方便等優點，尤其在含微量級重金屬離子的水體處理中具有獨特優勢，一方面彌補了原有技術的不足，另一方面在含多種重金屬離子的復雜廢水處理過程中可針對特定重金屬離子選擇性吸附、回收。同時，受石油化工能耗高、污染大的影響，開發無二次污染、可再生的綠色吸附材料已成為人們關注的焦點[5]。木質纖維主要由纖維素、半纖維素和木質素組成，約占植物細胞壁總量的90%，是自然界儲量最豐富的天然高分子資源。木質纖維材料具有一定的比表面積，并含有大量羥基等吸附位點，對重金屬離子有一定的吸附作用。與化石基吸附材料相比，木質纖維基吸附材料具有廉價、可再生、可降解、易修飾等優點，是近年來被廣泛研究的綠色吸附材料。通常在木質纖維分子結構中引入具有吸附性能的官能團，改善其對重金屬離子的吸附性能。然而，在實際使用過程中，粉狀、顆粒狀的吸附材料需進行回收處理，這對吸附材料的再生使用提出了一定的要求。為了有效避免二次污染并提高吸附材料的回收利用效率，人們逐漸關注具有獨特性質的磁性納米顆粒材料。磁性納米顆粒通常具有超順磁性、高比表面積和穩定的理化性質[6-7]，廣泛應用于分離工程、醫學等領域，在環境領域中的應用也日益受到重視。因此，筆者綜述了纖維素基、木質素基、半纖維素基磁性吸附材料的制備方法，對比了它們對不同重金屬離子的吸附性能，并探討了木質纖維基磁性吸附材料在去除重金屬離子應用中的研究進展。

1 磁性納米材料概述

1.1 磁性納米顆粒

磁性納米顆粒是指至少在一個維度上處于納米級(1～100 nm)范圍的超細磁性顆粒，包括金屬Fe、Co、Ni和Fe-Ni、Fe-Co合金等及金屬氧化物Fe3O4[8]、Fe2O3[9]、ZnFe2O4、CuFe2O4、Na3FeO3[10-11]等。金屬Co、Ni具有毒性且純金屬顆粒制備較為復雜，而Fe3O4、Fe2O3等鐵氧化物磁核具有良好的化學穩定性、生物相容性和低毒性，制備工藝簡單且易于改性。磁性鐵氧化物納米顆粒不僅具有物理、化學方面的介觀特性，還具有量子尺寸效應、超順磁性、磁有序顆粒的小尺寸效應和宏觀量子隧道效應等特殊磁性能。近年來，具有納米球、納米線、納米四方體等不同形貌的磁性顆粒被成功開發出來[12-13]，并應用于電子、催化、生物、環境等領域。

磁性納米顆粒的制備方法主要分為干法和濕法。干法主要包括氣相沉積法、火焰熱分解法、中空陰離子濺射法及激光熱分解法等[14]；濕法則較為普遍，常用的方法主要有共沉淀法[15-16]、乳液法[17]、溶膠-凝膠法[7]、溶劑熱法[18-19]和熱分解法[20-21]等。

磁性氧化物納米顆粒本身可吸附重金屬離子。Lyu等[22]研究了磁性Fe3O4顆粒對水體中Cr(VI)的去除性能，研究表明：磁性Fe3O4顆粒主要通過表面吸附和氧化還原作用去除Cr(VI)，生成Fe/Cr氫氧化物沉淀并析出Cr(III)。Li等[23]通過XRD分析對比了磁性Fe3O4材料吸附Pb(II)前后理化性質的變化，結果發現：在吸附過程中Pb(II)嵌入到磁性Fe3O4晶格中；FT-IR圖譜顯示，在吸附Pb(II)后，磁性Fe3O4材料中Fe—O位于580 cm-1處的特征峰移至655 cm-1處，說明在磁性Fe3O4材料表面形成了Fe—O—Pb配位鍵。

1.2 磁性復合材料

由于磁性納米顆粒比表面能較大、金屬含量高，存在顆粒易團聚、表面易氧化或在酸性環境中易腐蝕等問題。因此，人們通常將磁性納米顆粒與化學穩定性優良的有機高分子復合使用。磁性 Fe3O4納米顆粒表面含有豐富的羥基官能團，能夠通過偶聯反應[24]、酯化反應[25]、分散聚合[26]、乳液聚合[27]、自由基聚合[28]、共混包埋[29]等方法將有機高分子材料與磁性納米顆粒復合，制備出不同功能化的磁性復合材料。有機高分子的引入抑制了磁性顆粒之間的相互聚集，有利于磁性復合材料的分散性提高及尺寸調控。另外，根據吸附環境的應用需求，磁性納米顆粒可以制成具有核殼結構(磁性顆粒為核，高分子材料為殼)、反核殼結構(高分子材料為核，磁性顆粒為殼)和夾層結構(內外層為高分子材料，中間層為磁性顆粒)等結構類型(圖1)的磁性復合材料[30]。在核殼、夾層結構中外層高分子材料的包覆可以防止酸、堿等溶劑對內核磁性顆粒的腐蝕，增強磁性吸附材料的穩定性。

常用于磁性納米顆粒復合改性的高分子材料主要有2類：一類是合成高分子材料，如聚丙烯酰胺[31]、聚苯胺[32]、聚丙烯酸酯[33]、聚苯乙烯[34]等，但這類高分子材料多來自于化石資源且難以降解，會造成二次污染；第二類是天然高分子材料，如木質纖維素、殼聚糖[35]、淀粉[36]等，其中木質纖維素因諸多優勢逐漸引起人們關注。

淺色light color：磁性顆粒magnetic particle；深色dark color：高分子材料macromolecular material圖1 核殼結構(A型)、反核殼結構(B型)和夾層結構(C型)復合材料Fig.1 Core-shell(type A),anti-core-shell(type B) and sandwich structure(type C) composite materials

2 纖維素基磁性吸附材料

2.1 復合材料的制備

纖維素是自然界分布最廣、儲量最豐富的天然大分子多糖化合物[37]，廣泛存在于植物體中，約占木質纖維總量的30%～50%，具有價格低廉、可再生、環境友好等優點[38]。纖維素分子由葡萄糖單元通過線性糖苷鍵連接，分子結構中因含有大量羥基等活性位點，利用纖維素分子鏈上的活潑羥基與磁性納米顆粒通過適當方法復合即可制備得到纖維素基磁性吸附材料。這種將纖維素作為可降解綠色載體的復合改性[39]，是提高纖維素吸附性能和綠色化程度的重要途徑[40-41]。

目前纖維素基磁性吸附材料的制備方法主要有溶膠凝膠法、共沉淀法、可控自由基聚合法和懸浮聚合法等，其中溶膠-凝膠法是纖維素基磁性吸附材料制備的常見方法。Peng等[42]將殼聚糖與離子液體溶解的纖維素經溶膠-凝膠法制成多孔型殼聚糖/纖維素磁性復合微球。Luo等[43]采用溶膠-凝膠法從纖維素和殼聚糖溶液中制備了由γ-Fe2O3納米粒子組成的磁性殼聚糖-纖維素微球，研究發現：球形γ-Fe2O3納米顆粒可以均勻分散并很好地包埋在殼聚糖/纖維素基質中，該磁性微球對溶液中Cu(II)、Cd(II)、Pb(II)的最大吸附容量分別為88.21、61.12和45.86 mg/g。然而，目前采用的溶膠-凝膠法等制備工藝仍面臨耗時過長、表面孔結構無序等問題。因此，如何選擇合適的制備技術快速構建永久、有序孔結構的多孔型纖維素基磁性吸附材料將是今后有待解決的難題。

2.2 復合材料的磁響應特性

纖維素基磁性吸附材料的重要特性是具有良好的磁響應性能，可以實現吸附后復合材料的快速回收，最大限度的確保了吸附材料的循環利用。1992年，Marchessault等[44]通過“內腔加載”技術將磁性顏料引入軟木纖維內腔制備了磁性纖維素紙。此后國內外相繼開展纖維素基磁性吸附材料的研究。曹向宇等[45]采用氧化沉淀法制備了以羧甲基纖維素(Mr=6.6×104)為殼、磁性納米Fe3O4顆粒為核的磁性復合納米材料，并研究了磁性材料的磁響應特性及其對溶液中Cu(II)的吸附性能，結果表明：該磁性材料的磁強度為36.74 emu/g，對Cu(II)的最大吸附容量可達20.1 mg/g。Zhu等[46]采用生物發酵法在木糖葡萄桿菌中合成球形Fe3O4/細菌纖維素納米復合吸附材料，研究發現：該磁性微球中鐵的質量分數為33%，磁響應強度可達到41 emu/g，對Pb(II)、Mn(II)、Cr(III)等表現出較好的吸附和洗脫能力。

2.3 復合材料的化學改性

纖維素分子結構經化學修飾引入活性吸附基團，可以提高復合材料對重金屬離子的吸附容量和吸附選擇性。Fan等[47]采用撞擊流-旋轉填料方法合成了Fe3O4復合羧甲基纖維素納米顆粒(CMC-Fe3O4)，研究發現：與單獨Fe3O4顆粒相比，CMC-Fe3O4對Pb(II)具有更快的吸附速率和更好的吸附能力，最大吸附容量可達到152 mg/g。除羧基外，胺基也常被修飾到纖維素基磁性吸附材料表面，為重金屬離子絡合提供活性位點。哈麗丹·買買提等[48]將納米纖維素與乙二胺反應后，再接枝原位生成的磁性納米Fe3O4顆粒制備了磁性吸附劑(NCC-EDA/Fe3O4)，研究表明：NCC-EDA/Fe3O4具有較大的比表面積、孔隙、豐富的胺基官能團及順磁性能，對Pb(II)、Ni(II)和Cr(VI)的最大吸附量為352.10、265.96和291.55 mg/g；與未改性納米纖維素對Pb(II)吸附效率不到20%相比，NCC-EDA/Fe3O4對Pb(II) 的最大吸附效率提升到99%，并具有吸附速率高、可多次重復使用等優點。Huang等[49]將細菌纖維素/活性炭、磁性Fe3O4@SiO2經甲基丙烯酸縮水甘油酯表面改性后，再與乙二胺反應制備了胺基功能化的磁性細菌纖維素/活性炭復合吸附劑(AMBCAC)，其獨特的三維納米網狀結構和較多的胺基吸附位點有利于高效吸附水體中Cu(II)和甲基橙等污染物，吸附容量分別為161.78和83.26 mg/g，經5次吸附-脫附循環后仍保持80%以上的吸附效率。將吸附性能優異的活性基團修飾到磁性材料表面具有吸附位點可控、吸附性能提升明顯等優點，但引入的羧基、胺基等吸附位點受溶液酸堿程度影響較大，適用范圍受限，磁性材料也面臨抗腐蝕性差、納米結構不可調控等問題。

2.4 與其他吸附劑的復合

常見的吸附劑復合基材包括無機吸附材料和有機高分子吸附材料，與其他吸附劑復合也是提高纖維素基磁性材料吸附性能的有效途徑之一。活性炭、凹凸棒石等無機吸附材料因來源廣泛，成本低廉且化學性質穩定等優點而被用來與纖維素基磁性材料復合使用。Luo等[52]以棉絨漿中提取的纖維素(Mv=12.5×104)為基體、羧基化磁性Fe3O4顆粒和活性炭為填料，經擠壓滴落固化技術制備了磁性纖維素基復合球(MCB)，研究表明：磁性MCB吸附劑具有高的含水率、孔隙率和較大的比表面積，對Cu(II)、Pb(II)和Zn(II)的吸附過程是自發進行的吸熱過程，最大吸附量可分別達到47.64、37.99和22.30 mg/g，整個過程主要以靜電作用吸附重金屬離子。Chen等[53]將細菌纖維素納米纖絲、磁性Fe3O4顆粒與凹凸棒石/殼聚糖復合得到磁性復合材料Fe3O4/ATP@(BCNs/CS)，該材料的比表面積達到197.0 m2/g，對水體中Pb(II)、Cu(II)、Cr(VI)和剛果紅染料的吸附容量分別為91.0、70.5、67.8和230 mg/g；XPS分析表明，該材料主要通過胺基、羧基等位點吸附目標污染物(圖2)。

圖2 磁性復合材料Fe3O4/ATP@(BCNs/CS)吸附重金屬離子和染料[53]Fig.2 The adsorption of metal ions and dyes by magnetic composite Fe3O4/ATP@(BCNs/CS)[53]

與無機材料相比，甲基丙烯酸縮水甘油酯、聚乙烯亞胺等有機高分子吸附材料具有吸附容量大、分子結構可調節等優點，成為磁性復合吸附材料重點發展的方向之一。Karami等[54]將Fe3O4@SiO2@纖維素與甲基丙烯酸縮水甘油酯(GMA)混合，再與乙二胺(EDA)功能化復合制備了磁性可分離的有機-無機復合納米吸附劑，研究表明：該復合納米吸附劑對Cu(II)、Pb(II)、Cd(II)、Zn(II)、Ni(II)等離子具有良好吸附性能，對Cu(II)的最大吸附容量為81.67 mg/g，去除Cu(II)后的磁性復合材料還可將水體中4-硝基苯酚催化還原為4-氨基苯酚。在制備纖維素基磁性復合材料的過程中，不僅要考慮基體材料的獨立吸附性能，還要關注多種材料復合后的整體吸附性能，并避免復合吸附材料使用過程中基體材料的流失或損耗。因此，應根據吸附質特性選擇合適的復合技術將各種吸附劑基材固定化到磁性顆粒表面，并綜合評價復合型吸附材料的穩定性、強度韌性和通透性等影響因素。

3 木質素基磁性吸附材料

3.1 復合材料的制備

木質素是自然界儲量僅次于纖維素的可再生資源[55]，約占木質纖維總量的15%～30%。木質素還是制漿造紙工業的主要副產物，每年約產生5 000萬噸工業木質素。目前，木質素仍未得到充分利用，制漿廢液中約95%的木質素被當作廢棄物直接排放或焚燒，造成了環境污染和資源浪費[56]。木質素具有無毒、廉價、可降解等優點[57]，還具有非晶型三維網絡骨架結構且分子結構中含有羥基、羧基、甲氧基等多種活性基團，可以通過物理、化學方式吸附水體中的Hg(II)、Cr(VI)、Cu(II)和Pb(II)等重金屬離子，但吸附效果較差。木質素經化學修飾改性或與無機納米材料復合得到復合材料可顯著提升其吸附性能，在重金屬離子吸附/分離材料領域發揮了重要作用[58]。

木質素基磁性吸附材料的制備方法包括溶膠-凝膠法、乳液聚合、反向懸浮共聚法、超聲波聚合法和共沉淀法等。溶膠-凝膠法是通過將磁性粒子分散于有機溶劑中，繼而加入其他組分，通過聚合形成溶膠后再得到具有一定空間的凝膠，干燥熱處理后得到納米材料。乳液聚合法則是指磁性納米粒子等單體借助乳化劑和機械攪拌，分散在水中形成乳液，從而在引發劑作用下聚合后得到復合材料。Wang[57]等通過在室溫強攪拌下，將Fe3O4顆粒與木質素磺酸鹽/酚醛樹脂混合，在乳化劑 Span80，引發劑對甲苯磺酸的條件下合成了木質素基 Fe3O4@木質素磺酸鹽/酚醛核殼微球。SEM及紅外等一系列表征結果均可證實復合材料成功制備，但通過此方法合成材料效率大大降低。因此，如何能在滿足不同反應體系和制備需求的情況下，選擇合適技術，實現木質素基磁性材料高效，快速復合是研究的重點。

3.2 復合材料的磁響應特性

木質素基磁性吸附材料具有優良的磁響應特性，廉價且環境相容，受到國內外研究者的普遍關注。Song等[58]以木質素、環氧氯丙烷交聯磁性Fe3O4和二乙烯三胺制備了磁強度為10.6 emu/g的磁性復合材料(M-lignin-ECH-DETA)，研究表明：該材料表面含有豐富的胺基官能團，在pH值2的溶液中對Cr(VI) 的最大吸附容量可達123 mg/g，經過吸附-脫附重復使用5次后，飽和吸附容量僅下降13%，吸附過程符合準二級動力學和Langmuir等溫吸附模型，是自發的放熱化學吸附過程。Dai等[59]將多巴胺通過酰胺化反應修飾到堿木質素(Mw=3.262×103g/mol)結構中，再與磁性Fe3O4納米粒子復合制備了磁性木質素-多巴胺(AL-DA/Fe3O4)復合納米材料，研究表明：該復合納米材料對Cr(III)的吸附容量最高可達44.56 mg/g，優于炭基、硅基和樹脂吸附劑，吸附過程中同時存在物理吸附和化學吸附2種吸附作用方式；同時，AL-DA/Fe3O4復合納米顆粒具有優異的磁響應特性(磁強度為24.6 emu/g)，可在2 min 內實現90%以上回收，且吸附-脫附重復使用5次后的吸附性能無明顯下降，是一種綠色、廉價、高效的重金屬離子吸附材料(圖3)。

圖3 磁性木質素-多巴胺復合材料的制備方法[59]Fig.3 Preparation scheme of magnetic lignin-dopamine composite modification[59]

3.3 復合材料的形貌結構調控

通過調節木質素基磁性吸附材料的尺寸、形貌，可賦予其更大的比表面積和孔隙度，從而增大與重金屬離子的接觸幾率，這也是提升材料吸附效率的常用手段。Meng等[60]將二乙烯三胺單體經曼尼希反應修飾到堿木質素分子結構中，再與磁性Fe3O4納米顆粒經溶膠-凝膠法制得分布均勻的磁性水凝膠微球(LDMHMs)，SEM結果表明：木質素的衍生物被包裹在Fe3O4中，LDMHMs直徑顯著增加，從而使其吸附性能比未改性木質素提升10倍以上，對溶液中重金屬離子Pb(II)、Hg(II)及Ni(II)的吸附容量可分別達到33、55和23 mg/g；此外，LDMHMs對亞甲基藍、甲基橙和孔雀石綠等有機染料也具有良好的吸附性能。Zhang等[61]以甲酸法提取的慈竹木質素為原料，以氯乙酸取代木質素中羥基制備羧基木質素，再以環氧氯丙烷為交聯劑，與經胺基硅烷偶聯劑改性的胺基化磁性Fe3O4納米顆粒共聚，制得粒徑為10～20 nm的木質素基磁性復合納米材料(Fe3O4@SiO2-NH-FL)，研究發現：該磁性復合納米材料表面含有大量的羥基、羧基等官能團以及獨特的介孔結構，為磁性吸附劑提供了更大的比表面積和更多的吸附位點，顯著提升了吸附性能；Fe3O4@SiO2-NH-FL對水體中Pb(II)和Cu(II)在30 s內即可達到吸附平衡，最大吸附容量分別為150.33和70.69 mg/g。FT-IR、XPS等分析表明：該材料的吸附機制主要為吸附劑分子結構中羧基、羥基等吸附位點與重金屬離子之間的螯合、氫鍵及離子交換作用。

3.4 復合材料的化學改性

通過化學修飾在分子結構中引入含氧、氮、硫等吸附功能基團是提高木質素基磁性材料吸附性能的有效方法。Zhang等[62]通過在堿木質素的酚羥基位點引入環氧基團，再與聚乙烯亞胺反應制備聚乙烯亞胺木質素，并利用反向懸浮交聯法與磁性Fe3O4納米顆粒復合制備了磁性聚乙烯亞胺木質素(M-Lignin-PEI)，研究表明：M-Lignin-PEI中大量的胺基官能團可作為重金屬離子吸附位點，對Pb(II)的吸附量和去除率分別可達到96.60 mg/g和99.73%；M-Lignin-PEI的磁飽和強度為24.08 emu/g，具有良好的磁分離性能；M-Lignin-PEI經過5次吸附-解吸循環后，吸附性能仍可保持在85%。

與纖維素相比，木質素分子結構中氫鍵含量較少、可修飾位點較多，且具有良好的分散性和相容性，木質素基磁性吸附材料的改性制備方法更為多樣。然而，受植物生長環境和提取工藝影響，木質素基材在相對分子質量、官能團分布、理化性質等方面差異性較大，尚無類似于纖維素改性方法中的普適性規律。因此，木質素基磁性吸附材料的分子結構特征與重金屬離子吸附性能和作用機制尚有待深入研究。

4 半纖維素基磁性吸附材料

半纖維素廣泛存在于各類秸稈、軟木和硬木中，約占木質纖維總量的20%～30%[63]。半纖維素是一種非晶型聚合物，具有無毒、可生物降解、生物相容性良好和生物活性較高等優點。半纖維素由多種單糖構成，分子結構中含有大量的羥基，可通過氧化、水解、還原、醚化和酯化等化學改性方法與磁性顆粒復合，得到半纖維素基磁性吸附材料[65]。李亞婧等[66]以丙烯酰氯取代小麥秸稈半纖維素中羥基制得丙烯酰化半纖維素，并與乙烯基磁性Fe3O4納米顆粒共混后，在H2O2-VC氧化還原體系下與丙烯酸交聯共聚制備了新型半纖維素基磁性水凝膠，研究表明：該磁性水凝膠具有超順磁性(磁飽和強度可達17.13 emu/g)，在重金屬離子吸附方面具有應用前景。Wu等[67]利用羧甲基殼聚糖中胺基與半纖維素中羥基經Maillard反應生成希夫堿結構，再與十二烷基磺酸鈉改性的TiO2納米粒子加熱交聯共聚制得三元復合材料(CHNT)；FT-IR分析表明：羥基、胺基和羧基等官能團參與對重金屬離子的螯合作用，從而有效吸附水溶液中的Ni(II)、Cd(II)、Cu(II)、Hg(II)等重金屬離子，吸附容量分別為32.2、27.6、13.5、4.8 mg/g；吸附過程符合準二級動力學和Langmuir等溫吸附模型，在5個吸附/脫附循環后，復合材料對重金屬離子的吸附容量保持在其初始值的75%以上。然而，受半纖維素提取率和產物品質等方面的制約，半纖維素基磁性重金屬離子吸附材料的報道較少。

5 結語與展望

木質纖維基磁性吸附材料均具有良好的磁響應性，形貌可控，吸附容量大，制備方法多樣，在重金屬離子的去除與回收方面顯現出良好的應用前景。近年來，高分子材料加工新技術不斷發展，提高了木質纖維基磁性復合材料的物理化學性能(包括穩定形貌、比表面積、孔徑、官能團多樣性)的可調控性，從而開發出一系列高性能的磁性吸附材料。

然而，盡管木質纖維基磁性吸附材料的研究促進了天然生物質利用和環境修復材料等領域的快速發展，但目前仍存在不少問題。如大部分研究尚處于實驗室階段，實際應用較少；雖然，木質纖維素是一類廉價、綠色的基體材料，但在磁性吸附材料制備過程中使用的改性試劑、復合工藝仍可能造成環境二次污染。

因此，木質纖維基磁性吸附材料在制備途徑和性能提升方面仍面臨著諸多挑戰：1) 發展木質纖維基磁性吸附材料綠色化制備方法，優化木質纖維大分子的改性方法，降低生產成本；2) 針對不同重金屬離子，可借鑒吸附材料和納米材料研究領域中的離子印跡、模板法、納米刻蝕等技術開發具有高親和性和專一選擇性的磁性吸附材料；3) 調節木質纖維素相對分子質量和結構形貌，通過控制高分子電荷密度、基團位阻、超分子組裝等方式，與磁性納米顆粒定向復合構筑有序、多級孔結構，以提高離子在磁性材料內部的擴散速率，從而改善磁性材料對重金屬離子的吸附性能；4) 深入探索功能化磁性材料吸附重金屬離子的機理，與理論計算結合設計出更優異的吸附基團或吸附材料；5) 改善磁性材料的環境相容性，最大限度地減少或避免吸附材料對水體、土壤、微生物等自然與生態環境的影響。隨著相關研究的深入和社會可持續發展意識的不斷增強，木質纖維資源利用效率將不斷提高，木質纖維基磁性吸附材料在水體資源凈化等生態環境治理領域的高性能應用優勢將不斷顯現并發揮出重要的作用。