污泥生物炭催化高级氧化过程进展

赵迎新，麻泽浩，杨知凡，杨凯超，邱潇洁

（天津大学环境科学与工程学院，天津 300350）

随着我国城镇化以及工业的迅速发展，污水处理行业排放的污泥量在2020 年达到6000 万吨[1]。污泥危害大，但实际有效处置率却不到30%，其处理成本占废水处理运营总成本的50%[2]。垃圾填埋[3]、海洋倾倒[4]、农用等传统的污泥处理处置方法存在过多占用场地、污染土壤和近海水域环境等问题。为了增加固体废物的利用价值，污泥焚烧是另一种传统的处理方法。焚烧产生热量并大幅减少污泥体积，但由于有毒副产物如二英的排放使焚烧法的应用受到了限制[5-6]。因此，开发兼具成本效益和环境友好的污泥处理处置方法具有重要意义。其中污泥通过高温热解转化为高附加值的污泥生物炭是解决污泥处理处置问题的一个有发展前景的途径。

1 污泥生物炭

1.1 污泥的来源

作为废水处理过程中的副产物，污泥不仅含有机质而且含重金属、微生物以及有毒污染物，通常被认为是一种有毒有害废弃物。根据污泥成分的不同，可分为市政污泥和工业污泥。市政污泥是一种含有机与无机成分的非均质复杂混合物，在市政废水处理期间产生，有机质含量较高[7]。工业污泥是指制浆造纸、纺织、制革等行业的化肥工业、钢铁工业、石油化工行业等废水处理过程中产生的污泥，重金属含量较高[8]。不同来源的污泥使得自身所含有的碳、重金属以及其他杂质含量各不相同，从而导致制备的污泥生物炭的性质和用途不同[9]。目前，多数研究中报道的污泥生物炭来源于市政污泥。

1.2 污泥生物炭的制备

污泥生物炭是指污泥前体经厌氧高温处理后得到的固态碳基材料。它的制备方法主要包括传统热解法、微波热解法以及水热炭化法等[10]。传统热解法是指污泥在无氧或者缺氧条件下进行高温炭化使之热解的过程[11]。传统热解法能耗相对较大，炭化时间较长，并且产生的尾气容易导致环境的二次污染。为了缩短制备时间，微波热解法是指污泥通过吸收微波并转化为热量的加热方式，使污泥内外部整体升温炭化[12]。这种方法是对传统热解法的改良，具有快速、受热均匀的优点。为了进一步降低制备成本，水热炭化法是在密封条件下，一定的温度和压力下对含水污泥加热炭化[13]。这种方法具有固碳效果好、环保节能的优点[14]。由于污泥生物炭相对于其他生物炭具有比表面积较大、孔隙结构和官能团丰富以及元素自掺杂的优势，其本身可以作为吸附剂或催化剂在水体污染物的吸附、催化降解和电化学等方面有较多的研究[15-16]。为了进一步提高污泥生物炭在吸附以及催化方面的性能，通常对其在制备过程中进行条件调控、活化以及掺杂改性。有研究发现活化剂种类、活化温度、活化时间、金属离子浸渍比等是影响污泥生物炭性能的重要因素[17]。活化方法主要包括化学活化和物理活化。常用的化学活化剂包括ZnCl2[18]、KOH[19]、NaOH[20]、K2CO3等。物理活化的主要参数为热解温度[21]、气体氛围（CO2，NH3）等[22]。Rio 等[23]在制备过程中用CO2气体对污泥生物炭进行活化，其比表面积可达410m2/g。通过活化作用能够显著增加污泥生物炭的比表面积和孔隙结构，增加反应活性位点的暴露[24]。高温热解有利于形成高孔隙率和导电率的污泥生物炭，但过高的温度会使石墨碳层出现塌陷进而影响污泥生物炭的孔隙结构。掺杂改性的方法主要是酸处理[25]、添加有机质[26]、负载金属纳米粒子等[27]。通过改性或负载功能性纳米粒子，可以增加污泥生物炭表面的功能性官能团，增加参与反应的活性位点[28]。污泥生物炭作为优良的吸附剂已广泛应用于水中抗生素、重金属离子、有机污染物、染料等的去除[29]。本文将重点讨论污泥生物炭作为一种新型“催化剂”催化活化不同的高级氧化过程以降解水体中的有机污染物。

2 污泥生物炭催化高级氧化过程

污泥经过高温作用不仅形成了导电石墨碳，还形成了具有氧化还原活性的含氧官能团以及过渡金属及其氧化物等。这些组分通过高温作用分散稳固在污泥生物炭的炭材料中，并能够作为催化剂基体或载体促进电子转移，催化活化过硫酸盐（PS）、过氧化氢（H2O2）和臭氧（O3）等氧化剂生成硫酸根自由基（·）、羟基自由基（·OH）和超氧自由基（·）与单线态氧非自由基（1O2）。同时污泥生物炭能够作为电子供体、受体和媒介，充当电子转移介质进一步提高催化性能。因此，污泥生物炭在催化PS、H2O2、O3以及光催化等高级氧化过程中得到了广泛研究。其中，污泥生物炭上的表面官能团、掺杂的杂原子、过渡金属及其氧化物等是催化反应的关键活性位点。

2.1 过硫酸盐的催化活化

图1 污泥生物炭“催化剂”活化PMS/PDS的机理示意图

2.1.1 碳结构和表面官能团

生物炭结构中的氧官能团（—C＝O、—OH、—COOH等）可以作为电子穿梭体调节生物炭的电子转移反应和氧化还原性能[34-35]。Duan 等[36]认为PMS 可以在羰基（—C＝O）上裂解，释放SO4-·。这是因为—C＝O 的氧具有与PMS 结合的强亲合性孤对电子，并通过电子转移破坏O—O 键而产生·。电子从污泥生物炭转移至PS 是生物炭复合催化剂活化PS 的最可能机理：HSO5-/从羰基基团接受一个电子生成·[式(1)、式(2)]；自由基链式反应生成不同种类的自由基，如·OH[式(3)、式(4)]。

Sun 等[37]报道了还原氧化石墨烯存在的缺陷结构能够激活PMS。这是因为缺陷结构导致C原子的电子分布不均匀，电荷处于不平衡状态。Wang等[38]利用市政污泥制备污泥衍生生物炭用于活化PMS以降解水中的三氯生，结果显示污泥衍生炭存在的缺陷结构，能够激活PMS 产生·和·OH，在120min内去除98.9%的三氯生。

碳催化剂是近年来研究的一种电荷转移介质，通过石墨碳晶格在非自由基途径中促进污染物与PDS间的电子转移[42-43]。Chen 等[44]利用厌氧消化污泥制备了生物炭催化剂（ADSBC），发现在ADSBC/PDS体系中，磺胺噻唑的氧化降解机理可能与此相似。PDS通过氧化还原反应与ADSBC的表面相互作用，形成亚稳定的表面络合物[45]。污泥生物炭（ADSBC-1000）可以作为电子穿梭体，将电子从吸附于ADSBC 上的有机污染物（电子供体）转移到活化的PDS（电子受体）。ADSBC-1000 在介导有机污染物到PDS的电子穿梭中发挥了重要作用。

2.1.2 过渡金属及其氧化物

过渡金属（Fe、Mn、Co 等）因具有热稳定性好、使用寿命长、价格便宜且存储量高等优点被广泛应用于催化领域。其优异的催化性能主要是因为过渡金属的d 轨道价电子的能量与空间的分布特性，不满的d轨道可接受电子或者电子对形成配合物，降低反应活化能。污泥含有的过渡金属成分尤其是Fe、Mn 等通过热解生成稳定氧化物分散在污泥生物炭的炭材料体系中，进一步提高了污泥生物炭的催化性能。Fe、Mn、Co 以及Pd 等都对PS 表现出良好的活化性能。因为铁及其氧化物与其他过渡金属相比无毒环保且具有成本效益，所以成为研究最多的过渡金属。过渡金属及其氧化物催化PS的反应为式(5)、式(6)。

Wang 等[38]通过市政污泥制备污泥衍生生物炭用于活化PMS 以降解水中的三氯生，研究表明污泥生物炭中的铁以及氧化铁（Fe0/Fe3O4）能够作为激活PMS 的催化活性位点，同时研究表明金属离子的浸出可以忽略不计，说明虽然有金属离子的浸出，但不会对整个系统产生不利的影响。Fe0能够发生氧化还原反应产生H2O2进而与Fe3+发生反应进一步生成1O2和·。混合铁盐的污水污泥生物炭作为“催化剂”能够在pH 2～10的范围内有效活化PS实现四环素93.38%的去除，没有大量的金属浸出，进一步增大了过硫酸盐体系的pH 应用范围[47]。

2.1.3 掺杂元素

氮的引入会破坏原始的碳结构并创造新的反应活性位点。研究表明吡啶态氮和石墨态氮在激活PMS中起重要作用。目前为止，关于N在炭质材料催化过硫酸盐中的作用存在三种机理。第一种机理为石墨态氮和吡啶态氮的边缘可以作为催化活性位点激活PMS，生成SO-4·和·OH[36]。第二种机理为石墨氮和吡啶氮具有较高的电子转移能力，由于氮的电负性比碳高，石墨态氮和吡啶态氮能够改变相邻碳的电荷分布，产生带正电荷的C+，石墨态氮和吡啶态氮能够吸附PMS，带正电荷的C+与PMS形成键合。N掺杂可以有效打破碳体系的惰性，激活sp2杂化碳晶格，促进电子从共价碳体系转移到PMS 生成SO-4·自由基[48]。Mian 等[49]采用化学处理（NH4OH、KOH 或HCl 处理）和各种热解条件合成脱水污泥生物炭基催化剂。合成的最佳污泥生物炭基催化剂在PMS/酸性介质中对有机污染物的氧化降解表现出优异的催化性能，这一性能优于许多先前报道的碳催化剂，进而提出了第三种机理，即酸性橙7（AO7）通过化学/物理键合吸附在污泥生物炭催化剂表面，与吡啶氮相邻的活性C+作为一个催化活性位点，在不释放自由基的情况下，吸附PMS的O—O键，通过sp2碳网格或内部球体相互作用（AO7-PMS）从吸附的AO7 中提取电子转移至PMS，从而破坏PMS 的O—O 键，矿化AO7 成小分子。该研究也表明部分·和·OH自由基在污泥生物炭的—C==O基团上生成。

除了氮掺杂，为了进一步提高污泥生物炭的催化性能，增加反应的活性位点，研究人员通过掺杂负载金属离子制备了不同类型的污泥生物炭应用于催化活化PMS/PDS降解有机污染物。表1介绍了掺杂改性污泥生物炭活化PS降解污染物类型。

表1 掺杂改性污泥生物炭活化PS降解污染物类型

2.1.4 吸附-催化协同机制

污泥生物炭催化PS 降解有机污染物的过程中存在吸附-催化协同作用。污泥生物炭的高比表面积以及无机成分提供吸附位点，通过在碳界面上形成化学键（C—O—Fe）协同促进反应物的吸附和电荷转移，从而提高催化活性[52]。张志旭等[56]对以市政脱水污泥制备的磁性多孔污泥炭作为新型催化剂活化PDS催化降解四环素过程进行研究。如图2所示，四环素上的—OH与污泥生物炭上的—COOH反应生成酯类吸附在生物炭表面。同时PDS通过氢键结合氧元素形成的硅氧烷桥吸附在二氧化硅上，使PDS富集在污泥炭的表面。其表面的Fe(Ⅱ)催化PDS 产生SO-4·和·OH。Wang 等[57]将市政污泥生物炭应用于活化PS 催化降解氯酚，污泥生物炭表面的含氧官能团以及含铁化合物能活化PS 产生SO-4·和·OH 氧化降解吸附到其表面的氯酚，实现了92.3%的降解率。Wang 等[58]发现离子态的过硫酸盐与污泥生物炭形成硅氧键桥并且Fe 可以活化PS产生强氧化剂SO-4·和·OH降解有机污染物。Yin 等[59]利用市政污水污泥制备了污泥衍生生物炭（SDBC），并将其应用于活化PDS 降解SMX。与单一的SDBC 对SMX 的轻微吸附（16.5%）和单一的PDS 对SMX 的直接氧化（10.1%） 相比，复合SDBC/PDS体系对SMX的降解率大幅提高至94.6%，说明该体系中存在吸附-催化协同机制。

图2 磁性多孔污泥炭催化PDS降解四环素的机理图[56]

2.1.5 活化工艺协同机制

为了进一步提高污泥生物炭/PS 活化体系的效率，研究人员将污泥生物炭/PS 体系与其他活化体系如超声活化相结合，大大提高有机污染物的降解效率。Diao等[60]研究了脱水污泥生物炭（BC）在超声（US）条件下活化PS 降解双酚A。结果表明，在BC/PS/US 工艺中，超声活化与污泥生物炭活化结合催化PS 降解双酚A 具有明显的协同效应。双酚A在80min内降解率可达98%。BC/PS/US法是过硫酸盐体系分解显著有效的方法，并且污泥生物炭在连续运行5次后表现出相对的稳定性。

污泥生物炭在过硫酸盐催化氧化方向已有大量研究成果和应用，但是催化氧化过程中伴随着有机污染物中间体以及大量硫酸根的产生。因此进一步提高过硫酸盐催化氧化效率以实现污染物完全矿化并减少副产物产生，是今后研究中应当关注的重点。

2.2 催化H2O2反应

在类芬顿系统中，研究者发现污泥生物炭的金属、杂原子掺杂的碳结构以及官能团可以作为电子转移的介质使H2O2分解产生·OH降解水体中的有机污染物。特别是铁泥，通过高温热解作用，Fe等过渡金属能够负载到结构稳定的污泥生物炭中，金属溶出较小，并且可以多次循环使用，降低水处理的成本。

2.2.1 内部结构和官能团

污泥生物炭的杂原子自掺杂碳结构以及含氧官能团（—C==O）能够充当电子介质将电子转移至H2O2发生反应，产生较强氧化性的·OH 来达到降解有机污染物的目的。污泥生物炭进行酸处理后所产生的sp2C—C 和—C==O 是催化的活性位点[61]。活化机制可能是单电子转移至H2O2，同时污泥生物炭体系炭材料中的吡啶氮和吡咯氮也可能是活化H2O2的位点。这主要是因为掺杂电负性更高的N元素后可以改变炭材料的电荷环境，引入了更大的旋转密度和电子密度，使其附近相邻的碳带正电（C+），为H2O2提供了吸附位点，通过转移电子破坏O—O健，使H2O2活化。此外，污泥生物炭存在的缺陷边缘碳原子原本就处于电荷分布不平衡状态，因此缺陷的碳结构通常也是活性位点。所以，无论是掺杂还是制造缺陷都能提高污泥生物炭催化H2O2的性能，若是两者同时存在，还会具有协同作用。

2.2.2 过渡金属以及氧化物

在高级氧化技术领域，过渡金属能够活化PS、H2O2等氧化剂产生强氧化性的自由基降解污染物。污泥，特别是工业污泥本身金属含量比较高，在热解/炭化制备污泥生物炭的过程中生成了具有催化性能的金属氧化物（Fe2O3、MnO、Fe3O4等），具有催化H2O2产生·OH 的能力[62]；而且，金属元素通过高温的作用形成稳定的化学键结构分散在生物炭的炭材料体系中，稳定性高，金属溶出性低，均匀分布的活性位点提高了催化活性。污泥生物炭与铁系化合物（Fe3O4，α-Fe2O3）通过形成Fe—O—Si化学键而紧密的结合，使催化剂具有较高的稳定性[63-64]。通过负载或者浸渍等方法，国内外学者对以污泥生物炭为载体的复合非均相催化剂开展了广泛而深入的研究[65-67]。同时对于污泥生物炭催化作用的内部协同机制展开了探讨，主要包括吸附-催化协同机制、多金属活性位点协同机制以及多种催化方式协同机制等。Li等[68]利用污水污泥制备了一种新型的低成本可回收污泥生物炭催化剂，污泥生物炭一方面可以通过吸附作用有效富集环丙沙星，另一方面释放Fe2+和Fe3+活化H2O2生成的·OH主导了环丙沙星的降解。Gu 等[69]利用脱水污泥合成了一种新型非均相类Fenton 催化剂-污泥衍生磁性多孔炭。进一步研究表明，污泥衍生磁性多孔炭可作为一种高效的杂化催化剂用来吸附和降解萘染料。污泥中存在的Fe、C、Si、Al 具有协同催化作用。碳平面和二氧化硅有助于分散催化活性中心和提供吸附位点以富集有机污染物。Fe2O3和Al2O3为Haber-Weiss引发的反应提供了催化中心。Lyu等[70]以多功能磁性污泥生物炭（MSBC）为基础，通过微波（MW）催化H2O2降解吸附于MSBC 表面的双酚A，同时MSBC 的吸附位点可以再生。微波辐射的效应、铁氧化物催化和碳电荷转移诱导的H2O2激活具有协同作用。在MW+H2O2体系中，吸附积累在MSBC 上的双酚A 能有效降解，·OH、·O-2和h+参与反应并发挥了关键作用。在MW+H2O2体系中，吸附富集低浓度有机污染物和催化降解的多功能材料具有很好的节能效果。为了减少H2O2和Fe的投加，研究人员通过一定方法对传统芬顿反应进行改良，形成了类芬顿反应，如电芬顿[71]、光芬顿[72]产生H2O2催化生成·OH氧化降解有机污染物，也得到显著的效果。

基于过氧化氢的芬顿反应，虽然能够实现污染物的快速降解，但是其反应对环境pH 有较强的依赖性。在符合芬顿反应的环境条件下，污泥生物炭的金属离子溶出率较高，由此引起的二次污染问题值得重点关注。

2.3 催化臭氧反应

污泥生物炭可以作为加速O3分子分解生成·OH的促进剂。在非均相催化O3氧化的反应过程中，污泥生物炭中的碱性基团以及金属及其氧化物能有效促进O3形成·OH，生成的·OH 则可以在催化剂表面和溶液中引发自由基链式反应，使难降解有机污染物快速降解。

2.3.1 碱性基团

污泥生物炭表面有大量的酸性或者碱性基团，这些酸性或碱性基团的存在，特别是羟基、酚羟基的存在，使污泥生物炭具有催化臭氧的能力。史宇滨等[73]研究了pH 对于造纸污泥生物炭催化O3氧化降解橙黄Ⅱ的影响，在酸性条件下，污泥生物炭（SAC/O3）体系中橙黄Ⅱ主要以吸附-氧化的形式去除，而在碱性条件下，污泥生物炭对橙黄Ⅱ的吸附作用减弱，橙黄Ⅱ主要以催化降解的形式去除，说明碱性条件有利于污泥生物炭对O3的催化氧化。O3分子可以与污泥生物炭表面羟基通过氢键、静电作用力等形成五元环，然后通过电子转移的方式分解形成自由基[74]。Xu等[75]将市政污泥经热解转化为含碳催化剂催化O3氧化降解对苯二酚，碱性基团—OH 对O3有一定的催化作用。李璐等[76]通过叔丁醇消除自由基实验得出市政污泥基活性炭促进了O3氧化产生·OH；同时发现了污泥基活性炭的表面官能团是影响其催化活性的重要因素。碱性基团含量高的污泥生物炭体系有利于催化反应的进行。

2.3.2 过渡金属及其氧化物

污泥生物炭中的金属及其氧化物不仅可以活化H2O2，而且还可以催化O3氧化。污泥生物炭可以吸附O3和有机污染物，O3在金属以及金属氧化物表面分解形成·O。·O既可与吸附在污泥生物炭表面的有机污染物反应，也可脱附形成·OH。为了增强污泥生物炭的催化性能，研究人员通过一定方法掺杂金属元素以提高污泥生物炭的金属含量。陈美玲等[79]采用固相混合法掺杂Mn、Cu 制备了钢渣污泥陶粒催化剂催化O3氧化炼油废水，MnO2和CuO为催化O3的主要活性组分，总有机碳去除率达90%。另外通过化学共沉淀法以污泥基活性炭为基质制备不同过渡金属（Mn、Co和Cu）掺杂的铁磁污泥基活性炭催化O3氧化氯苯甲酸，该体系符合羟基自由基反应机理，经计算得到⋅OH对氯苯甲酸的去除率为78.5%[80]。利用二沉池生物污泥与化学污泥结合的复合污泥活性炭对罗丹明B的去除率远高于O3单独作用与污泥活性炭单独吸附二者作用之和。污泥生物炭提供了较高的比表面积以及所含的金属氧化物促进了O3分解产生·OH[81]。Huang等[82]制备的MnOx/污泥炭在草酸矿化过程中表现出良好的催化活性。反应机理包括MnOx催化O3表面反应和·OH 和草酸溶液的反应。但是，在污泥生物炭催化臭氧的反应过程中，仍旧存在臭氧利用率较低的问题。由于臭氧在水中的溶解率较低，因此如何在实际应用中提高臭氧利用率依旧是需要进一步解决的问题。

2.4 光催化反应

污泥生物炭不仅可以催化氧化剂（PS/H2O2/O3）降解有机污染物，而且在光催化领域也有应用。TiO2是有效的光催化剂，通过将TiO2负载到污泥生物炭上可以有效提高光催化降解有机物的效率。Jamil等[83]采用溶胶-凝胶法制备了TiO2/污泥生物炭材料用来光催化降解酒黄石染料。与单独二氧化钛的氧化效率（不到20%）相比，TiO2/污泥具有较高的光催化氧化效率（90%以上），证明了TiO2与污泥生物炭具有协同效应。这不仅归因于污泥生物炭具备多孔结构，提供了更多的活性位点，而且归因于污泥生物炭中的碳结构以及金属（Al，Mg）降低了TiO2的可见光响应带隙，加速了电子-空穴对的分离[84]。利用污泥热解法和壳聚糖浸钛法合成的TiO2/Fe/Fe3C 杂化污泥生物炭复合材料对亚甲基蓝的降解具有吸附-催化性能。亚甲基蓝通过π-π和氢键吸附到污泥生物炭表面，同时季氮、Fe3C 和Fe2+催化H2O2生成·OH，Ti3+催化O2生成·O2-[85]。污泥生物炭里的无机成分通过与金属成分结合有助于降低光催化激发能。Chen等[86]合成了水热炭化污泥基材料和构建了可见光分子氧活化体系，水热炭化污泥（HTC-S）与草酸盐结合降解各种有机污染物。结果表明，HTC-S中的铁可以螯合草酸在可见光下活化O2生成H2O2，并促进H2O2分解产生·OH，HTC-S/草酸体系的降解速率几乎是铁氧化物/草酸系统的5～20 倍。在草酸溶液中，这些含铁黏土矿物在可见光下比普通氧化铁更容易被激发，这主要是因为硅物种与高温超导中的铁物质强烈相互作用形成Fe—O—Si键，降低了高温超导的草酸铁络合物激发能。目前污泥生物炭在光催化领域的应用主要局限于催化剂在污泥生物炭表面的负载或者与光催化剂合成复合材料，但是光催化剂与污泥生物炭复合材料对催化效率提升的协同作用尚未深入研究，同时进一步提升光催化效率也是未来发展的方向。

综上所述，污泥生物炭催化PS/H2O2/O3/光催化各个反应过程的机理总结如图3所示。污泥生物炭本身的碳结构和表面官能团、掺杂杂原子以及过渡金属及其氧化物作为催化的反应位点，可以充当电子供体、电子受体、电子媒介，催化PS/H2O2/O3以及光催化反应产生活性氧化物质（·、·OH、自由基和1O2非自由基）降解水体中的有机污染物。同时由于污泥生物炭成分的复杂性，高级氧化体系中往往存在多种机制之间的协同作用，进一步增强了催化降解的性能。

图3 污泥生物炭“催化剂”活化PS/H2O2/O3/光催化的机理过程

3 结语与展望

污泥通过高温炭化转化为污泥生物炭并将其作为“催化剂”降解有机污染物是一种高附加值资源再利用的途径。污泥生物炭能够催化活化PMS/PDS、H2O2、O3以及光催化反应，具有良好的催化性能、较高的稳定性和可回收性。为了进一步提高催化效率，可通过各种物理修饰和有机/无机的化学改性改良污泥生物炭。非金属如C、O、N 等形成的碳结构以及表面官能团和过渡金属如Fe、Mn 及其氧化物在污泥生物炭中形成的各种金属相结构，可作为催化过程中的活性位点。作为一种新型的“催化剂”，污泥生物炭优势明显，应用前景广阔。未来，关于污泥生物炭在催化领域的发展方向应着力以下几点。

（1）污泥生物炭的成分较为复杂，含有重金属。因此，为了确定不同重金属在污泥生物炭体系中的浸出行为，需要对金属稳定机理进行详细的研究。遴选污泥中有效组分，实现污泥生物炭催化剂的设计和定向催化，是未来研究污泥生物炭催化的重点之一。

（2）污泥生物炭作为一种“催化剂”分散在反应体系中发生反应。污泥生物炭结构的改良方法比如磁性分离和构造固体三维结构使其在体系中易回收将成为进一步研究的重点。

（3）污泥生物炭催化剂应用在工业规模上处理废水中有机污染物的可行性要进一步分析，使之更具价值效益，形成良态可持续发展模式。