鎂改性水生植物生物炭吸附水中的微囊藻毒素-LR＊

陳 剛 朱赫特 陳浩然 郭雅欣 鮮啟鳴

（1.南方電網電力科技股份有限公司，廣州，510080；2.污染控制與資源化國家重點實驗室，南京大學環境學院，南京，210023）

微囊藻毒素（microcystins，MCs）是一類由藍藻產生的環狀七肽天然毒素，其中微囊藻毒素-LR（MC-LR）是毒性最強、分布最為廣泛的MCs 變體之一[1?2].夏季富營養化的湖泊容易發生藍藻暴發從而產生較高濃度的MCs，這會給人體健康和生態環境造成危害.MCs 的化學結構穩定，在天然水體中雖然能在光照和微生物的作用下降解，但降解緩慢[3]；因此需要采取一些人工手段進行水體治理以去除MCs，減少MCs 帶來的危害和風險.常用的MCs 去除方法通常應用于水處理廠，如活性炭吸附、混凝沉淀、化學氧化、超濾、生物膜反應器等[3-4]，若在湖泊水體中開展大規模治理，上述方法會有諸多限制.生物炭由于原料來源廣泛、制備方便、成本低廉，有較強的污染物吸附能力，此外還具有固碳減排、改良土壤或底質等多重環境效益，近年來在環境領域受到越來越多的研究和應用[5?6].因此，用生物炭來吸附去除水體中MCs 是較為可行的方法.

制備生物炭的原料有農林植物廢料、畜禽糞便、餐廚垃圾、沼渣污泥等，水生植物殘體也是制備生物炭的常見原料[7].水生植物是濕地生態系統的重要組成部分，具有分布廣、產量大、生長快的特點；但到秋冬季節，水生植物往往會枯萎，殘體若不及時處理，會腐爛釋放出營養物質造成水體污染[8].因此，將水生植物制成生物炭再投放到水體吸附MC-LR，既實現水生植物資源化利用，又能改良水體.

直接熱解得到的生物炭的吸附性能通常十分有限，往往不能滿足實際工作中去除特定污染物的應用需求[9].為了提升其吸附性能，可通過改性來改善其理化性質[10].氯化鎂由于無毒害、腐蝕性小、成本低，是一種較為理想的改性劑[11].將氯化鎂用于生物炭改性去除水體中的無機營養鹽和重金屬有較多的研究，鎂改性能在生物炭表面負載含鎂礦物，這能增強靜電吸引、離子交換、表面絡合、化學沉淀從而加強對無機污染物的吸附性能[12?14].雖然將鎂改性生物炭用于有機污染物的去除研究較少，但Tao 等研究認為鎂改性可用于提升對可離子化有機污染物的吸附性能[15].

目前，利用水生植物生物炭去除MC-LR 的研究較少，而利用鎂改性生物炭吸附MC-LR 的研究未見相關報道.本研究在這一方面做新的嘗試，利用2 種常見的水生植物苦草（Vallisnerianatans）和狐尾藻（Myriophyllumverticillatum）制備氯化鎂改性生物炭，開展其吸附MC-LR 的研究，結合生物炭的表征和吸附特性，探索其改性和吸附機理.

1 材料與方法（Materials and methods）

1.1 材料和儀器

材料：苦草和狐尾藻采集自江蘇省無錫市太湖貢湖灣濕地公園.

試劑：MC-LR（≥95%）購自Taiwan Algal Science Inc.；氯化鎂（AR）購自上海凌峰化學試劑有限公司；微囊藻毒素檢測試劑盒購自Beacon Analytical Systems Inc.；其他試劑均為分析純.

儀器：酶標儀（Tecan Infinite 200 PRO）、全自動比表面及孔隙度分析儀（Micromeritics ASAP 2460）、有機元素分析儀（Elementar vario EL Ⅲ）、傅里葉變換紅外光譜儀（Nicolet Nexus 870）、X 射線光電子能譜儀（Thermo Fisher Nexsa）、X 射線衍射儀（Thermo X'TRA）、馬弗爐、pH 計、恒溫搖床等.

1.2 實驗方法

1.2.1 生物炭的制備

先將采集到的苦草和狐尾藻清洗，去除表面泥沙，曬干并60 ℃烘干至恒重，粉碎至小于20 目.將植物碎末填充到坩堝中，加入與植物碎末質量（g）等數值體積（mL）的MgCl2溶液浸漬24 h，分別設置0.5、1.0、2.0、4.0 mol·L?1的MgCl2浸漬濃度.然后將坩堝置于馬弗爐中以3 ℃·min?1升溫速率加熱至500 ℃，維持3 h 熱解.熱解完成后冷卻至室溫，用超純水清洗、烘干后研磨過篩，取100—200 目顆粒并再次清洗烘干，得到粒度較為均一的氯化鎂改性生物炭.用K 指代苦草，H 指代狐尾藻，按照浸漬濃度分別將鎂改性苦草生物炭分別標記為KB-0.5Mg、KB-1.0Mg、KB-2.0Mg、KB-4.0Mg；鎂改性狐尾藻生物炭分別標記為HB-0.5Mg、HB-1.0Mg、HB-2.0Mg、HB-4.0Mg.

對應地制備500 ℃熱解未改性生物炭KB、HB，方法見本課題組先前的研究[16].

1.2.2 生物炭的表征

全自動比表面積孔隙度分析儀測定77 K 溫度下生物炭對N2的吸附等溫線；有機元素分析儀測定生物炭中C、H、N、O 含量（其中O 元素用氧模式測定）；KCl 壓片法測定生物炭的傅里葉變換紅外光譜（FTIR），波數區間為4000—400 cm?1；X 射線光電子能譜儀對生物炭進行XPS 全譜掃描（結合能1350—0 eV）和特定元素精細譜的掃描；對生物炭進行X 射線衍射（XRD），掃描范圍5°—90°，速率10(°)·min?1；采用pH 漂移法測定生物炭的零電荷點（pHpzc）[17?19].

1.2.3 吸附實驗

（1）吸附去除率

為了使體系的pH 在吸附過程中維持穩定，以pH 7 磷酸緩沖液（使用0.001 mol·L?1NaH2PO4配制，并用NaOH 調節至pH 7）作為背景溶液配制10 μg·L?1的MC-LR 溶液.取2.0 mg 生物炭添加到上述50 mL MC-LR 溶液中，用螺口玻璃瓶盛裝，密封后以180 r·min?1轉速25 ℃恒溫振蕩24 h 后取樣.

（2）吸附動力學

取4.0 mg 生物炭添加到上述100 mL 10 μg·L?1MC-LR 溶液中，密封后以180 r·min?1轉速25 ℃恒溫振蕩，每間隔一段時間進行取樣.

（3）吸附等溫線

以pH 7 磷酸緩沖液為背景溶液配制0—100 μg·L?1不同濃度的MC-LR 溶液，取2.0 mg 生物炭添加到上述不同初始濃度50 mL MC-LR 溶液中，密封后以180 r·min?1轉速恒溫（分別設置25 ℃和35 ℃）振蕩72 h 后取樣.

（4）pH 的影響

配制10 μg·L?1MC-LR 溶液，以0.001 mol·L?1NaH2PO4為背景溶液，并用H2SO4/NaOH 調節pH 為4、6、8、10.取2.0 mg 生物炭添加到50 mL 上述不同pH 的MC-LR 溶液中，密封后以180 r·min?1轉速25 ℃恒溫振蕩24 h 后取樣.

（5）溶解性有機質（DOM）的影響

用富里酸（CAS: 479-66-3）、單寧酸（CAS: 1401-55-4）、沒食子酸（CAS: 149-91-7）做為模式DOM，探討不同分子量大小DOM 對吸附的影響.配制10 μg·L?1MC-LR 溶液，以pH 7 磷酸緩沖液為背景溶液，分別添加上述DOM 使溶液中DOM 濃度為2 μmol·L?1.取2.0 mg 生物炭添加到50 mL 上述含有不同DOM 的MC-LR 溶液中，密封后以180 r·min?1轉速25 ℃恒溫振蕩24 h.

上述所有吸附實驗均進行平行實驗，所有樣品取約2 mL 用0.45 μm 針頭濾器過濾，將濾液保存在玻璃小瓶中，測定溶液在吸附前后MC-LR 濃度.

1.2.4 MC-LR 測定

思政課是思想政治教育的主要陣地，而教師和家長是主導者?！肮W結合”模式下，學生一旦走出校門，如果企業尚未形成相應的思想政治教育機制，學生的思想政治教育很可能被忽略。這就要求我們盡可能地轉移思想政治教育的戰場，與企業聯合，拓展豐富的思想政治教育路徑，在企業實踐中，建立對學生行之有效且符合企業實際的思政教育監管機制，如表1、2、3所示。

使用酶聯免疫吸附法（ELISA）測定MC-LR，利用Beacon 公司生產的ELISA 試劑盒進行檢測.若樣品濃度較高超過試劑盒量程（2.0 μg·L?1），先對樣品進行適當比例稀釋，再依據說明書的操作流程進行加樣、孵育、洗版、顯色，用酶標儀測定450 nm 吸光度最終計算MC-LR 濃度，檢測限為0.1 μg·L?1.所有樣品及平行樣品均進行復孔測定.

2 結果與討論（Results and discussion）

2.1 生物炭表征

2.1.1 比表面和孔隙度分析

對未改性生物炭KB、HB 和鎂改性生物炭KB-2.0Mg、HB-2.0Mg 進行N2吸附等溫線（77 K）的測定，利用BET 模型計算生物炭的比表面積SBET，根據等溫線P/P0≥0.99 處的N2吸附量計算生物炭的總孔孔容Vtot，利用DFT 模型計算生物炭的孔徑分布.根據孔徑分布計算出微孔（孔徑≤2 nm）孔容Vmic和中孔（2 nm＜孔徑≤50 nm）孔容Vmes.其中未改性生物炭的部分表征結果引自本課題組先前的研究[16].

從孔徑分布圖（圖1）可以看出，鎂改性生物炭在不同孔徑下對應的孔容均高于未改性生物炭.表1也表明，鎂改性生物炭比表面積和孔容明顯高于未改性生物炭，且中孔的增加明顯，說明氯化鎂改性能夠促進生物炭孔隙的形成.研究表明，氯化鎂改性能夠使生物炭表面產生鱗片狀MgO 顆粒，該結構有助于提升生物炭的比表面積[20].此外，MgCl2在高溫下能與H2O 反應，形成Mg（OH）2、Mg（OH）Cl、MgO 等產物，并釋放HCl 氣體，該過程會改變生物炭的孔隙結構，促進孔容的增加[21?22].

表1 生物炭的比表面和孔徑分析Table 1 Specific surface and pore size analysis of biochar

2.1.2 元素分析

生物炭的元素分析結果見表2.其中C、H、O、N 元素含量由元素分析儀測定得到的質量分數，而Mg 元素含量由XPS 全譜掃描分析得到的原子數占比.通常，O/C 和（N+O）/C 可反映生物炭的親水性和極性，O/C 和（N+O）/C 的值越大表示親水性和極性越強；H/C 可反映生物炭的芳香性，值越小則芳香性越強[23?24].結果顯示，氯化鎂改性使生物炭的極性和親水性增加，而芳香性降低.改性苦草生物炭中Mg 元素含量比改性狐尾藻生物炭更高，可見不同植物材料會影響改性過程中Mg 元素的負載.

表2 生物炭元素分析Table 2 Elemental analysis of biochar

2.1.3 官能團和元素形態分析

XPS 表征結果見圖3.圖3（a,b）是XPS 全掃圖，可以看出未改性生物炭中除了含有C、N、O 元素，還存在Si、Al、Ca、Na 等礦物鹽類元素；氯化鎂改性使生物炭的XPS 全譜中出現明顯的Mg（1s）譜峰，也帶入一定量的Cl 元素.將生物炭的C（1s）精細譜用Avantage 軟件進行分峰擬合，結果見圖3（c,d）.峰值為284.8 eV 的峰代表C—C 中的C 元素；286.1—286.2 eV 處代表C—O；287.5—287.6 eV 處代表醛或酮的C=O；288.8 eV 處代表羧基或酯基的O—C=O[34?35].此外，290.0—290.2 eV 處是π?π*峰，是芳環中的離域電子躍遷形成的[34,36].這說明生物炭具有富π 電子的表面，能與MC-LR 分子中含共軛結構的胍基發生π+?π 電子供體-受體（π+?π EDA）相互作用而利于吸附[37].氯化鎂改性使C—C 中C 元素占總C 元素的比例下降，而C—O 和O—C=O 占比上升，這表明氯化鎂改性使生物炭的含氧官能團增加.圖3（e,f）是Mg（1s）的分峰擬合譜圖，可以看出鎂改性生物炭的Mg（1s）譜峰明顯強于未改性生物炭，且Mg 元素主要以Mg(OH)2和MgO 的形式存在，1303.3—1303.4 eV 的峰代表Mg(OH)2，1304.0—1304.2 eV 的峰代表MgO[38?40].

對未改性生物炭KB、HB 和鎂改性生物炭KB-2.0Mg、HB-2.0Mg 進行XRD 表征，并通過比對ICDD PDF-2 2004 標準譜圖進行物相鑒定，結果見圖4.從圖4 可以看出，鎂改性生物炭中含有Mg（OH）2（PDF 卡號：44-1482）和MgO（PDF 卡號：45-0946）的衍射峰，這說明鎂改性生物炭中含有Mg(OH)2和MgO 結晶，這也進一步佐證了XPS 中的分析結果.此外，生物炭中還含有CaCO3（PDF 卡號：05-0586）和SiO2（PDF 卡號：46-1045）等礦物成分.

圖4 生物炭的XRD 譜Fig.4 XRD spectra of biochar

2.1.4 零電荷點

用pH 漂移法測定生物炭的零電荷點（pHpzc），其測定原理是將生物炭投加到不同初始pH 的Na2SO4電解質溶液中，當溶液的pH＜pHpzc時，生物炭會凈吸附H+，使溶液pH 升高；當溶液的pH＞pHpzc時，生物炭會凈吸附OH?，使溶液pH 下降；而pH=pHpzc時，則溶液pH 不變[41].因此，以溶液初始pH（Initial pH）為橫坐標、混合24 h 之后的pH（Final pH）為縱坐標作圖，用曲線連接，曲線上Initial pH=Final pH 的點即pHpzc[17?18]，結果見圖5.可以看出，未改性生物炭和鎂改性生物炭的pHpzc＞7，這說明在中性水體中生物炭表面會凈吸附H+而帶正電[42]，而MC-LR 分子在中性條件下帶負電[43]，因此生物炭與MC-LR 分子之間存在靜電吸引作用.鎂改性生物炭的pHpzc高于未改性生物炭，且苦草和狐尾藻制得的生物炭在鎂改性后pHpzc值基本相同.研究表明Mg（OH）2和MgO 有較高的pHpzc，分別在10.8—12 和9.8—12 之間[44]，因此改性負載MgO 和Mg（OH）2能提高生物炭的pHpzc.

圖5 生物炭的零電荷點測定（a）苦草生物炭Vallisneria biochar；（b）狐尾藻生物炭Myriophyllum biocharFig.5 pHpzc determination of biochar

2.2 生物炭對MC-LR 的吸附去除率

比較未改性生物炭和不同鎂浸漬濃度制備的鎂改性生物炭對MC-LR 的吸附去除性能，投炭量為2.0 mg/50 mL，MC-LR 去除率見圖6.從圖6 可以看出，MgCl2浸漬濃度為2.0 mol·L?1制備得到的鎂改性生物炭對MC-LR 的吸附性能最佳；與未改性生物炭相比，鎂改性生物炭對MC-LR 吸附性能有明顯的提高.研究表明，MC-LR 的分子尺寸為1.9 nm×1.5 nm×1.1 nm[45]，由于體積排阻效應MC-LR 分子無法進入微孔，中孔填充是生物炭吸附MC-LR 的重要機制[34,37].生物炭的表征結果已表明，鎂改性使生物炭的比表面積增大，尤其中孔孔容增加明顯，從而提升了生物炭的吸附性能；此外，生物炭表面的含氧官能團能與MC-LR 中的氨基、羧基形成氫鍵[46]，而鎂改性能使生物炭的含氧官能團增加，有利于對MC-LR 的吸附.鎂改性生物炭的pHpzc要高于未改性生物炭（圖5），表明鎂改性生物炭在溶液中能吸附更多H+而帶有更多的正電荷[41]，能與帶負電的MC-LR 分子產生更強的靜電吸引力，有利于吸附.

圖6 未改性生物炭和不同MgCl2 浸漬濃度制備的鎂改性生物炭對MC-LR 的去除率（投炭量2.0 mg/50 mL，圖中K 和H 分別表示苦草和狐尾藻生物炭，浸漬濃度標記為0 的表示未改性生物炭）Fig.6 The removal rate of MC-LR of unmodified biochar and Mg-modified biochar prepared with different MgCl2 soaking concentration（carbon addition: 2.0 mg/50 mL.K and H represented Vallisneria and Myriophyllum biochar respectively,and the soaking concentration marked 0 represented the unmodified biochar）

2.3 吸附動力學

研究未改性生物炭KB、HB 和鎂改性生物炭KB-2.0 Mg、HB-2.0 Mg 對MC-LR 的吸附動力學.用式1 計算吸附量，使用OriginPro 2018 軟件將動力學數據用式（2—5）擬合[47?49]：

式中，t表示吸附時間（h）；qt為t時刻的吸附量（μg·g?1）；C0和Ct分別為初始MC-LR 濃度和t時刻的MC-LR 濃度（μg·L?1）；V代表溶液體積（L）；m代表生物炭的質量（g）.qe、k1、k2、α、β、ki、Ci則是各模型擬合計算得到的參數，其中qe代表計算得到的平衡吸附量（μg·g?1）.

準一級、準二級動力學和Elovich 模型的擬合圖形見圖7（a,b），擬合參數見表3.通過比較擬合優度R2，KB 和KB-2.0Mg 的吸附過程用準一級動力學擬合效果較好，而HB 和HB-2.0Mg 的吸附過程則更符合Elovich 和準二級動力學模型.通常，準一級動力學用于描述物理作用主導的吸附，如液膜擴散機制等[50?51]；準二級動力學用于描述化學吸附作用，如配位絡合、電子的得失和共享、化學鍵的形成等機制[52]；Elovich 可反映發生在異質性表面的化學吸附[49,53].

表3 吸附動力學擬合參數Table 3 Fitting parameters of adsorption kinetics

圖7 鎂改性及未改性生物炭吸附MC-LR 的吸附動力學苦草（a）和狐尾藻（b）生物炭準一級、準二級動力學和Elovich 模型擬合；苦草（c）和狐尾藻（d）生物炭的顆粒內擴散模型分階段擬合Fig.7 Adsorption kinetics of MC-LR on Mg-modified and unmodified biocharfitting of pseudo-1st order,pseudo-2nd order,Elovich models of Vallisneria（a）and Myriophyllum（b）biochar;fitting of intra-particle diffusion model of Vallisneria（c）and Myriophyllum（d）biochar in stages

吸附過程一般可分為外部液膜擴散階段、顆粒內擴散階段、吸附平衡階段[54].從圖7（c,d）可以看出，在前期吸附未達到平衡時的階段，顆粒內擴散模型較好地擬合，由此可見顆粒內擴散也是吸附的重要階段性機制.

2.4 吸附等溫線

測定并計算在不同吸附平衡濃度下生物炭對MC-LR 的吸附量（式6），利用Langmuir 和Freundlich 模型（式7—8）擬合繪制吸附等溫線[55?56]：

式中，qe為平衡吸附量（μg·g?1），Ce為平衡濃度（μg·L?1），qm、KL、KF、n均為模型擬合得到的參數，其中qm代表擬合計算得到的最大吸附量（μg·g?1）.

等溫線擬合參數列于表4，擬合圖形見圖8.Langmuir 模型假設吸附過程是發生在均質表面的單層吸附，且吸附質分子間無相互作用力；Freundlich 模型是經驗模型，對非均質表面以及多層吸附有較好的擬合效果，對物理吸附和化學吸附均適用[57].對于KB 和HB，Langmuir 模型和Freundlich 模型的R2相差不大，說明生物炭吸附MC-LR 機制是復雜的，既存在均一的單層吸附，也存在發生在非均質表面上的多層吸附.35 ℃的qm要高于25 ℃，表明提高溫度能提升生物炭對MC-LR 的吸附容量.

表4 吸附等溫線擬合參數Table 4 Fitting parameters of adsorption isotherm

圖8 吸附MC-LR 的吸附等溫線KB（a）、HB（b）、KB-2.0Mg（c）和HB-2.0Mg（d）的Langmuir 和Freundlich 模型擬合Fig.8 Adsorption isotherm of MC-LR adsorption: fitting of Langmuir and Freundlich models of KB（a）,HB（b）,KB-2.0Mg（c）and HB-2.0Mg（d）

2.5 吸附影響因素

2.5.1 pH 的影響

圖9 顯示了不同pH 條件下生物炭對MC-LR 的去除率.由圖9 可以看出，不同pH 會影響去除率的大小，由于MC-LR 在強酸堿條件下仍能保持穩定不易分解[58]，說明實驗結果去除率的差異取決于生物炭吸附的差異.pH 升高對未改性生物炭的吸附性能有抑制作用，尤其在pH 10 的條件下其對MCLR 的去除率明顯下降；而鎂改性生物炭受pH 的影響較小，僅pH 升高到10 時其吸附性能略有下降.研究表明，MC-LR 分子中的羧基和氨基在不同pH 下會發生電離或離子化，使分子帶有不同的凈電荷：pH＜2.09 主要以MCLR+形式存在，pH 2.09—2.19 主要是MCLR0，pH 2.19—12.48 主要是MCLR?，pH＞12.48 則主要是MCLR2?[43].可見在pH 4—10 區間主要以MCLR?存在.由于鎂改性生物炭的pHpzc＞10，其在pH 4—10 帶正電，與MC-LR 分子存在靜電吸引；未改性生物炭pHpzc9—10，其在pH 4—8 帶正電與MC-LR 分子存在靜電吸引，而在pH 10 生物炭幾乎不帶電或帶輕微負電，存在靜電排斥.研究表明，pH 的降低能使生物炭表面的凈正電荷增加[59]，從而增強靜電吸引，這可能是較低pH 下有著較高的吸附去除率的原因.此外，pH 降低還能使MC-LR 分子發生卷曲，使分子體積減小，從而促進吸附[60].

圖9 pH 對生物炭吸附去除MC-LR 的影響Fig.9 The effect of pH on the removal of MC-LR by biochar

2.5.2 DOM 的影響

由于天然水中存在DOM，為探討DOM 對吸附的影響，選用沒食子酸（GA）、富里酸（FA）、單寧酸（TA）做為模式DOM 開展研究，結果見圖10.從圖10 可以看出，添加GA 對生物炭吸附MC-LR 的幾乎沒有影響，而添加FA 和GA 對吸附有明顯的抑制作用.MC-LR 的分子量為995.2 g·mol?1，分子尺寸為1.9 nm×1.5 nm×1.1 nm[45]，如前文所述主要占據生物炭的中孔；而GA 分子量（170.12 g·mol?1）和分子尺寸（0.90 nm×0.63 nm×0.28 nm）較小，主要占據微孔[61]，與MC-LR 的吸附幾乎不會發生競爭作用，因此GA 的添加對吸附的影響??；FA 的分子量（308.24 g·mol?1）大于GA，競爭作用加強，導致生物炭吸附MC-LR 減弱；TA 分子量（1701.2 g·mol?1）和分子尺寸（1.93 nm×1.73 nm×1.32 nm）較大，依賴中孔填充吸附[61]，與MC-LR 分子競爭吸附明顯，其更大的體積還會阻塞孔道，使MC-LR 分子難以進入合適大小的孔隙[62?63]，因此TA 的添加能產生明顯的抑制作用.DOM 對未改性生物炭的抑制作用表現為TA＞FA＞GA；而對于鎂改性生物炭，TA 與FA 的抑制作用相近，這可能是因為氯化鎂改性使生物炭的中孔增加，使其不再那么“稀缺”，因而在一定程度緩解了TA 和MC-LR 對中孔的競爭.

圖10 DOM 對生物炭吸附去除MC-LR 的影響Fig.10 The effect of DOM on the removal of MC-LR by biochar

3 結論（Conclusions）

（1）用MgCl2溶液浸漬水生植物苦草和狐尾藻，熱解制備鎂改性生物炭.氯化鎂改性使生物炭的比表面積和孔容增加，尤其是中孔的增加，表面含氧官能團增加.鎂改性生物炭表面負載了MgO 和Mg(OH)2，并具有更高的pHpzc值.

（2）鎂改性生物炭比未改性生物炭對MC-LR 有更強的吸附性能，以2.0 mol·L?1的MgCl2浸漬制備的生物炭對MC-LR 有最佳的去除效果.準一級、準二級動力學、Elovich 和顆粒內擴散模型能在不同程度較好地描述吸附過程.吸附等溫線符合Langmuir 和Freundlich 模型，且較高的溫度能提升吸附容量.較高的pH 和較大分子量的DOM 會抑制生物炭對MC-LR 的吸附，鎂改性生物炭會使pH 和DOM 對吸附的影響減弱.

（3）生物炭對MC-LR 的吸附機理是復雜的，可能同時存在物理吸附和化學吸附作用，既存在均一的單層吸附，也可能在非均質表面上發生多層吸附.此外，顆粒內擴散是吸附的重要階段性過程.中孔填充是生物炭吸附MC-LR 的重要機制，生物炭和MC-LR 分子間可能存在氫鍵、靜電吸引和π+?π EDA 相互作用力.鎂改性能增強中孔填充作用，并加強氫鍵和靜電吸引力從而增強吸附.