木质纤维基磁性材料及其对重金属离子吸附研究进展

周 璇，金 灿，刘贵锋，霍淑平，吴国民，孔振武*

(1.中国林业科学研究院 林产化学工业研究所;生物质化学利用国家工程实验室;国家林业和草原局林产化学工程重点实验室;江苏省生物质能源与材料重点实验室,江苏 南京 210042;2.南京林业大学 江苏省林业资源高效加工利用协同创新中心,江苏 南京 210037)

重金属离子污染是全球面临最为严重的环境污染问题之一。采矿、冶金、电子等工业生产及固体废弃物产生的重金属污染物以不可生物降解的离子形式进入水体、土壤等环境中，并随食物链进入生物体内不断蓄积[1]，对生态系统、生存环境和人体健康造成了严重危害。据统计，我国每年约有1 200万吨粮食受到重金属污染，造成年经济损失达200亿元。因此，探寻绿色、经济的重金属离子处理和回收方法、净化水体和土壤资源成为社会可持续发展的重要挑战之一。目前处理重金属离子的方法较多，包括离子交换法[2]、化学沉淀法、膜工艺法[3]、电渗析法和吸附法[4]等。其中，离子交换法所需原料昂贵、适用范围小；化学沉淀法虽操作简单、成本低廉，但当离子浓度较低时无法适用。吸附法具有高效、原料来源广泛、操作方便等优点，尤其在含微量级重金属离子的水体处理中具有独特优势，一方面弥补了原有技术的不足，另一方面在含多种重金属离子的复杂废水处理过程中可针对特定重金属离子选择性吸附、回收。同时，受石油化工能耗高、污染大的影响，开发无二次污染、可再生的绿色吸附材料已成为人们关注的焦点[5]。木质纤维主要由纤维素、半纤维素和木质素组成，约占植物细胞壁总量的90%，是自然界储量最丰富的天然高分子资源。木质纤维材料具有一定的比表面积，并含有大量羟基等吸附位点，对重金属离子有一定的吸附作用。与化石基吸附材料相比，木质纤维基吸附材料具有廉价、可再生、可降解、易修饰等优点，是近年来被广泛研究的绿色吸附材料。通常在木质纤维分子结构中引入具有吸附性能的官能团，改善其对重金属离子的吸附性能。然而，在实际使用过程中，粉状、颗粒状的吸附材料需进行回收处理，这对吸附材料的再生使用提出了一定的要求。为了有效避免二次污染并提高吸附材料的回收利用效率，人们逐渐关注具有独特性质的磁性纳米颗粒材料。磁性纳米颗粒通常具有超顺磁性、高比表面积和稳定的理化性质[6-7]，广泛应用于分离工程、医学等领域，在环境领域中的应用也日益受到重视。因此，笔者综述了纤维素基、木质素基、半纤维素基磁性吸附材料的制备方法，对比了它们对不同重金属离子的吸附性能，并探讨了木质纤维基磁性吸附材料在去除重金属离子应用中的研究进展。

1 磁性纳米材料概述

1.1 磁性纳米颗粒

磁性纳米颗粒是指至少在一个维度上处于纳米级(1～100 nm)范围的超细磁性颗粒，包括金属Fe、Co、Ni和Fe-Ni、Fe-Co合金等及金属氧化物Fe3O4[8]、Fe2O3[9]、ZnFe2O4、CuFe2O4、Na3FeO3[10-11]等。金属Co、Ni具有毒性且纯金属颗粒制备较为复杂，而Fe3O4、Fe2O3等铁氧化物磁核具有良好的化学稳定性、生物相容性和低毒性，制备工艺简单且易于改性。磁性铁氧化物纳米颗粒不仅具有物理、化学方面的介观特性，还具有量子尺寸效应、超顺磁性、磁有序颗粒的小尺寸效应和宏观量子隧道效应等特殊磁性能。近年来，具有纳米球、纳米线、纳米四方体等不同形貌的磁性颗粒被成功开发出来[12-13]，并应用于电子、催化、生物、环境等领域。

磁性纳米颗粒的制备方法主要分为干法和湿法。干法主要包括气相沉积法、火焰热分解法、中空阴离子溅射法及激光热分解法等[14]；湿法则较为普遍，常用的方法主要有共沉淀法[15-16]、乳液法[17]、溶胶-凝胶法[7]、溶剂热法[18-19]和热分解法[20-21]等。

磁性氧化物纳米颗粒本身可吸附重金属离子。Lyu等[22]研究了磁性Fe3O4颗粒对水体中Cr(VI)的去除性能，研究表明：磁性Fe3O4颗粒主要通过表面吸附和氧化还原作用去除Cr(VI)，生成Fe/Cr氢氧化物沉淀并析出Cr(III)。Li等[23]通过XRD分析对比了磁性Fe3O4材料吸附Pb(II)前后理化性质的变化，结果发现：在吸附过程中Pb(II)嵌入到磁性Fe3O4晶格中；FT-IR图谱显示，在吸附Pb(II)后，磁性Fe3O4材料中Fe—O位于580 cm-1处的特征峰移至655 cm-1处，说明在磁性Fe3O4材料表面形成了Fe—O—Pb配位键。

1.2 磁性复合材料

由于磁性纳米颗粒比表面能较大、金属含量高，存在颗粒易团聚、表面易氧化或在酸性环境中易腐蚀等问题。因此，人们通常将磁性纳米颗粒与化学稳定性优良的有机高分子复合使用。磁性 Fe3O4纳米颗粒表面含有丰富的羟基官能团，能够通过偶联反应[24]、酯化反应[25]、分散聚合[26]、乳液聚合[27]、自由基聚合[28]、共混包埋[29]等方法将有机高分子材料与磁性纳米颗粒复合，制备出不同功能化的磁性复合材料。有机高分子的引入抑制了磁性颗粒之间的相互聚集，有利于磁性复合材料的分散性提高及尺寸调控。另外，根据吸附环境的应用需求，磁性纳米颗粒可以制成具有核壳结构(磁性颗粒为核，高分子材料为壳)、反核壳结构(高分子材料为核，磁性颗粒为壳)和夹层结构(内外层为高分子材料，中间层为磁性颗粒)等结构类型(图1)的磁性复合材料[30]。在核壳、夹层结构中外层高分子材料的包覆可以防止酸、碱等溶剂对内核磁性颗粒的腐蚀，增强磁性吸附材料的稳定性。

常用于磁性纳米颗粒复合改性的高分子材料主要有2类：一类是合成高分子材料，如聚丙烯酰胺[31]、聚苯胺[32]、聚丙烯酸酯[33]、聚苯乙烯[34]等，但这类高分子材料多来自于化石资源且难以降解，会造成二次污染；第二类是天然高分子材料，如木质纤维素、壳聚糖[35]、淀粉[36]等，其中木质纤维素因诸多优势逐渐引起人们关注。

浅色light color：磁性颗粒magnetic particle；深色dark color：高分子材料macromolecular material图1 核壳结构(A型)、反核壳结构(B型)和夹层结构(C型)复合材料Fig.1 Core-shell(type A),anti-core-shell(type B) and sandwich structure(type C) composite materials

2 纤维素基磁性吸附材料

2.1 复合材料的制备

纤维素是自然界分布最广、储量最丰富的天然大分子多糖化合物[37]，广泛存在于植物体中，约占木质纤维总量的30%～50%，具有价格低廉、可再生、环境友好等优点[38]。纤维素分子由葡萄糖单元通过线性糖苷键连接，分子结构中因含有大量羟基等活性位点，利用纤维素分子链上的活泼羟基与磁性纳米颗粒通过适当方法复合即可制备得到纤维素基磁性吸附材料。这种将纤维素作为可降解绿色载体的复合改性[39]，是提高纤维素吸附性能和绿色化程度的重要途径[40-41]。

目前纤维素基磁性吸附材料的制备方法主要有溶胶凝胶法、共沉淀法、可控自由基聚合法和悬浮聚合法等，其中溶胶-凝胶法是纤维素基磁性吸附材料制备的常见方法。Peng等[42]将壳聚糖与离子液体溶解的纤维素经溶胶-凝胶法制成多孔型壳聚糖/纤维素磁性复合微球。Luo等[43]采用溶胶-凝胶法从纤维素和壳聚糖溶液中制备了由γ-Fe2O3纳米粒子组成的磁性壳聚糖-纤维素微球，研究发现：球形γ-Fe2O3纳米颗粒可以均匀分散并很好地包埋在壳聚糖/纤维素基质中，该磁性微球对溶液中Cu(II)、Cd(II)、Pb(II)的最大吸附容量分别为88.21、61.12和45.86 mg/g。然而，目前采用的溶胶-凝胶法等制备工艺仍面临耗时过长、表面孔结构无序等问题。因此，如何选择合适的制备技术快速构建永久、有序孔结构的多孔型纤维素基磁性吸附材料将是今后有待解决的难题。

2.2 复合材料的磁响应特性

纤维素基磁性吸附材料的重要特性是具有良好的磁响应性能，可以实现吸附后复合材料的快速回收，最大限度的确保了吸附材料的循环利用。1992年，Marchessault等[44]通过“内腔加载”技术将磁性颜料引入软木纤维内腔制备了磁性纤维素纸。此后国内外相继开展纤维素基磁性吸附材料的研究。曹向宇等[45]采用氧化沉淀法制备了以羧甲基纤维素(Mr=6.6×104)为壳、磁性纳米Fe3O4颗粒为核的磁性复合纳米材料，并研究了磁性材料的磁响应特性及其对溶液中Cu(II)的吸附性能，结果表明：该磁性材料的磁强度为36.74 emu/g，对Cu(II)的最大吸附容量可达20.1 mg/g。Zhu等[46]采用生物发酵法在木糖葡萄杆菌中合成球形Fe3O4/细菌纤维素纳米复合吸附材料，研究发现：该磁性微球中铁的质量分数为33%，磁响应强度可达到41 emu/g，对Pb(II)、Mn(II)、Cr(III)等表现出较好的吸附和洗脱能力。

2.3 复合材料的化学改性

纤维素分子结构经化学修饰引入活性吸附基团，可以提高复合材料对重金属离子的吸附容量和吸附选择性。Fan等[47]采用撞击流-旋转填料方法合成了Fe3O4复合羧甲基纤维素纳米颗粒(CMC-Fe3O4)，研究发现：与单独Fe3O4颗粒相比，CMC-Fe3O4对Pb(II)具有更快的吸附速率和更好的吸附能力，最大吸附容量可达到152 mg/g。除羧基外，胺基也常被修饰到纤维素基磁性吸附材料表面，为重金属离子络合提供活性位点。哈丽丹·买买提等[48]将纳米纤维素与乙二胺反应后，再接枝原位生成的磁性纳米Fe3O4颗粒制备了磁性吸附剂(NCC-EDA/Fe3O4)，研究表明：NCC-EDA/Fe3O4具有较大的比表面积、孔隙、丰富的胺基官能团及顺磁性能，对Pb(II)、Ni(II)和Cr(VI)的最大吸附量为352.10、265.96和291.55 mg/g；与未改性纳米纤维素对Pb(II)吸附效率不到20%相比，NCC-EDA/Fe3O4对Pb(II) 的最大吸附效率提升到99%，并具有吸附速率高、可多次重复使用等优点。Huang等[49]将细菌纤维素/活性炭、磁性Fe3O4@SiO2经甲基丙烯酸缩水甘油酯表面改性后，再与乙二胺反应制备了胺基功能化的磁性细菌纤维素/活性炭复合吸附剂(AMBCAC)，其独特的三维纳米网状结构和较多的胺基吸附位点有利于高效吸附水体中Cu(II)和甲基橙等污染物，吸附容量分别为161.78和83.26 mg/g，经5次吸附-脱附循环后仍保持80%以上的吸附效率。将吸附性能优异的活性基团修饰到磁性材料表面具有吸附位点可控、吸附性能提升明显等优点，但引入的羧基、胺基等吸附位点受溶液酸碱程度影响较大，适用范围受限，磁性材料也面临抗腐蚀性差、纳米结构不可调控等问题。

2.4 与其他吸附剂的复合

常见的吸附剂复合基材包括无机吸附材料和有机高分子吸附材料，与其他吸附剂复合也是提高纤维素基磁性材料吸附性能的有效途径之一。活性炭、凹凸棒石等无机吸附材料因来源广泛，成本低廉且化学性质稳定等优点而被用来与纤维素基磁性材料复合使用。Luo等[52]以棉绒浆中提取的纤维素(Mv=12.5×104)为基体、羧基化磁性Fe3O4颗粒和活性炭为填料，经挤压滴落固化技术制备了磁性纤维素基复合球(MCB)，研究表明：磁性MCB吸附剂具有高的含水率、孔隙率和较大的比表面积，对Cu(II)、Pb(II)和Zn(II)的吸附过程是自发进行的吸热过程，最大吸附量可分别达到47.64、37.99和22.30 mg/g，整个过程主要以静电作用吸附重金属离子。Chen等[53]将细菌纤维素纳米纤丝、磁性Fe3O4颗粒与凹凸棒石/壳聚糖复合得到磁性复合材料Fe3O4/ATP@(BCNs/CS)，该材料的比表面积达到197.0 m2/g，对水体中Pb(II)、Cu(II)、Cr(VI)和刚果红染料的吸附容量分别为91.0、70.5、67.8和230 mg/g；XPS分析表明，该材料主要通过胺基、羧基等位点吸附目标污染物(图2)。

图2 磁性复合材料Fe3O4/ATP@(BCNs/CS)吸附重金属离子和染料[53]Fig.2 The adsorption of metal ions and dyes by magnetic composite Fe3O4/ATP@(BCNs/CS)[53]

与无机材料相比，甲基丙烯酸缩水甘油酯、聚乙烯亚胺等有机高分子吸附材料具有吸附容量大、分子结构可调节等优点，成为磁性复合吸附材料重点发展的方向之一。Karami等[54]将Fe3O4@SiO2@纤维素与甲基丙烯酸缩水甘油酯(GMA)混合，再与乙二胺(EDA)功能化复合制备了磁性可分离的有机-无机复合纳米吸附剂，研究表明：该复合纳米吸附剂对Cu(II)、Pb(II)、Cd(II)、Zn(II)、Ni(II)等离子具有良好吸附性能，对Cu(II)的最大吸附容量为81.67 mg/g，去除Cu(II)后的磁性复合材料还可将水体中4-硝基苯酚催化还原为4-氨基苯酚。在制备纤维素基磁性复合材料的过程中，不仅要考虑基体材料的独立吸附性能，还要关注多种材料复合后的整体吸附性能，并避免复合吸附材料使用过程中基体材料的流失或损耗。因此，应根据吸附质特性选择合适的复合技术将各种吸附剂基材固定化到磁性颗粒表面，并综合评价复合型吸附材料的稳定性、强度韧性和通透性等影响因素。

3 木质素基磁性吸附材料

3.1 复合材料的制备

木质素是自然界储量仅次于纤维素的可再生资源[55]，约占木质纤维总量的15%～30%。木质素还是制浆造纸工业的主要副产物，每年约产生5 000万吨工业木质素。目前，木质素仍未得到充分利用，制浆废液中约95%的木质素被当作废弃物直接排放或焚烧，造成了环境污染和资源浪费[56]。木质素具有无毒、廉价、可降解等优点[57]，还具有非晶型三维网络骨架结构且分子结构中含有羟基、羧基、甲氧基等多种活性基团，可以通过物理、化学方式吸附水体中的Hg(II)、Cr(VI)、Cu(II)和Pb(II)等重金属离子，但吸附效果较差。木质素经化学修饰改性或与无机纳米材料复合得到复合材料可显著提升其吸附性能，在重金属离子吸附/分离材料领域发挥了重要作用[58]。

木质素基磁性吸附材料的制备方法包括溶胶-凝胶法、乳液聚合、反向悬浮共聚法、超声波聚合法和共沉淀法等。溶胶-凝胶法是通过将磁性粒子分散于有机溶剂中，继而加入其他组分，通过聚合形成溶胶后再得到具有一定空间的凝胶，干燥热处理后得到纳米材料。乳液聚合法则是指磁性纳米粒子等单体借助乳化剂和机械搅拌，分散在水中形成乳液，从而在引发剂作用下聚合后得到复合材料。Wang[57]等通过在室温强搅拌下，将Fe3O4颗粒与木质素磺酸盐/酚醛树脂混合，在乳化剂 Span80，引发剂对甲苯磺酸的条件下合成了木质素基 Fe3O4@木质素磺酸盐/酚醛核壳微球。SEM及红外等一系列表征结果均可证实复合材料成功制备，但通过此方法合成材料效率大大降低。因此，如何能在满足不同反应体系和制备需求的情况下，选择合适技术，实现木质素基磁性材料高效，快速复合是研究的重点。

3.2 复合材料的磁响应特性

木质素基磁性吸附材料具有优良的磁响应特性，廉价且环境相容，受到国内外研究者的普遍关注。Song等[58]以木质素、环氧氯丙烷交联磁性Fe3O4和二乙烯三胺制备了磁强度为10.6 emu/g的磁性复合材料(M-lignin-ECH-DETA)，研究表明：该材料表面含有丰富的胺基官能团，在pH值2的溶液中对Cr(VI) 的最大吸附容量可达123 mg/g，经过吸附-脱附重复使用5次后，饱和吸附容量仅下降13%，吸附过程符合准二级动力学和Langmuir等温吸附模型，是自发的放热化学吸附过程。Dai等[59]将多巴胺通过酰胺化反应修饰到碱木质素(Mw=3.262×103g/mol)结构中，再与磁性Fe3O4纳米粒子复合制备了磁性木质素-多巴胺(AL-DA/Fe3O4)复合纳米材料，研究表明：该复合纳米材料对Cr(III)的吸附容量最高可达44.56 mg/g，优于炭基、硅基和树脂吸附剂，吸附过程中同时存在物理吸附和化学吸附2种吸附作用方式；同时，AL-DA/Fe3O4复合纳米颗粒具有优异的磁响应特性(磁强度为24.6 emu/g)，可在2 min 内实现90%以上回收，且吸附-脱附重复使用5次后的吸附性能无明显下降，是一种绿色、廉价、高效的重金属离子吸附材料(图3)。

图3 磁性木质素-多巴胺复合材料的制备方法[59]Fig.3 Preparation scheme of magnetic lignin-dopamine composite modification[59]

3.3 复合材料的形貌结构调控

通过调节木质素基磁性吸附材料的尺寸、形貌，可赋予其更大的比表面积和孔隙度，从而增大与重金属离子的接触几率，这也是提升材料吸附效率的常用手段。Meng等[60]将二乙烯三胺单体经曼尼希反应修饰到碱木质素分子结构中，再与磁性Fe3O4纳米颗粒经溶胶-凝胶法制得分布均匀的磁性水凝胶微球(LDMHMs)，SEM结果表明：木质素的衍生物被包裹在Fe3O4中，LDMHMs直径显著增加，从而使其吸附性能比未改性木质素提升10倍以上，对溶液中重金属离子Pb(II)、Hg(II)及Ni(II)的吸附容量可分别达到33、55和23 mg/g；此外，LDMHMs对亚甲基蓝、甲基橙和孔雀石绿等有机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质素为原料，以氯乙酸取代木质素中羟基制备羧基木质素，再以环氧氯丙烷为交联剂，与经胺基硅烷偶联剂改性的胺基化磁性Fe3O4纳米颗粒共聚，制得粒径为10～20 nm的木质素基磁性复合纳米材料(Fe3O4@SiO2-NH-FL)，研究发现：该磁性复合纳米材料表面含有大量的羟基、羧基等官能团以及独特的介孔结构，为磁性吸附剂提供了更大的比表面积和更多的吸附位点，显著提升了吸附性能；Fe3O4@SiO2-NH-FL对水体中Pb(II)和Cu(II)在30 s内即可达到吸附平衡，最大吸附容量分别为150.33和70.69 mg/g。FT-IR、XPS等分析表明：该材料的吸附机制主要为吸附剂分子结构中羧基、羟基等吸附位点与重金属离子之间的螯合、氢键及离子交换作用。

3.4 复合材料的化学改性

通过化学修饰在分子结构中引入含氧、氮、硫等吸附功能基团是提高木质素基磁性材料吸附性能的有效方法。Zhang等[62]通过在碱木质素的酚羟基位点引入环氧基团，再与聚乙烯亚胺反应制备聚乙烯亚胺木质素，并利用反向悬浮交联法与磁性Fe3O4纳米颗粒复合制备了磁性聚乙烯亚胺木质素(M-Lignin-PEI)，研究表明：M-Lignin-PEI中大量的胺基官能团可作为重金属离子吸附位点，对Pb(II)的吸附量和去除率分别可达到96.60 mg/g和99.73%；M-Lignin-PEI的磁饱和强度为24.08 emu/g，具有良好的磁分离性能；M-Lignin-PEI经过5次吸附-解吸循环后，吸附性能仍可保持在85%。

与纤维素相比，木质素分子结构中氢键含量较少、可修饰位点较多，且具有良好的分散性和相容性，木质素基磁性吸附材料的改性制备方法更为多样。然而，受植物生长环境和提取工艺影响，木质素基材在相对分子质量、官能团分布、理化性质等方面差异性较大，尚无类似于纤维素改性方法中的普适性规律。因此，木质素基磁性吸附材料的分子结构特征与重金属离子吸附性能和作用机制尚有待深入研究。

4 半纤维素基磁性吸附材料

半纤维素广泛存在于各类秸秆、软木和硬木中，约占木质纤维总量的20%～30%[63]。半纤维素是一种非晶型聚合物，具有无毒、可生物降解、生物相容性良好和生物活性较高等优点。半纤维素由多种单糖构成，分子结构中含有大量的羟基，可通过氧化、水解、还原、醚化和酯化等化学改性方法与磁性颗粒复合，得到半纤维素基磁性吸附材料[65]。李亚婧等[66]以丙烯酰氯取代小麦秸秆半纤维素中羟基制得丙烯酰化半纤维素，并与乙烯基磁性Fe3O4纳米颗粒共混后，在H2O2-VC氧化还原体系下与丙烯酸交联共聚制备了新型半纤维素基磁性水凝胶，研究表明：该磁性水凝胶具有超顺磁性(磁饱和强度可达17.13 emu/g)，在重金属离子吸附方面具有应用前景。Wu等[67]利用羧甲基壳聚糖中胺基与半纤维素中羟基经Maillard反应生成希夫碱结构，再与十二烷基磺酸钠改性的TiO2纳米粒子加热交联共聚制得三元复合材料(CHNT)；FT-IR分析表明：羟基、胺基和羧基等官能团参与对重金属离子的螯合作用，从而有效吸附水溶液中的Ni(II)、Cd(II)、Cu(II)、Hg(II)等重金属离子，吸附容量分别为32.2、27.6、13.5、4.8 mg/g；吸附过程符合准二级动力学和Langmuir等温吸附模型，在5个吸附/脱附循环后，复合材料对重金属离子的吸附容量保持在其初始值的75%以上。然而，受半纤维素提取率和产物品质等方面的制约，半纤维素基磁性重金属离子吸附材料的报道较少。

5 结语与展望

木质纤维基磁性吸附材料均具有良好的磁响应性，形貌可控，吸附容量大，制备方法多样，在重金属离子的去除与回收方面显现出良好的应用前景。近年来，高分子材料加工新技术不断发展，提高了木质纤维基磁性复合材料的物理化学性能(包括稳定形貌、比表面积、孔径、官能团多样性)的可调控性，从而开发出一系列高性能的磁性吸附材料。

然而，尽管木质纤维基磁性吸附材料的研究促进了天然生物质利用和环境修复材料等领域的快速发展，但目前仍存在不少问题。如大部分研究尚处于实验室阶段，实际应用较少；虽然，木质纤维素是一类廉价、绿色的基体材料，但在磁性吸附材料制备过程中使用的改性试剂、复合工艺仍可能造成环境二次污染。

因此，木质纤维基磁性吸附材料在制备途径和性能提升方面仍面临着诸多挑战：1) 发展木质纤维基磁性吸附材料绿色化制备方法，优化木质纤维大分子的改性方法，降低生产成本；2) 针对不同重金属离子，可借鉴吸附材料和纳米材料研究领域中的离子印迹、模板法、纳米刻蚀等技术开发具有高亲和性和专一选择性的磁性吸附材料；3) 调节木质纤维素相对分子质量和结构形貌，通过控制高分子电荷密度、基团位阻、超分子组装等方式，与磁性纳米颗粒定向复合构筑有序、多级孔结构，以提高离子在磁性材料内部的扩散速率，从而改善磁性材料对重金属离子的吸附性能；4) 深入探索功能化磁性材料吸附重金属离子的机理，与理论计算结合设计出更优异的吸附基团或吸附材料；5) 改善磁性材料的环境相容性，最大限度地减少或避免吸附材料对水体、土壤、微生物等自然与生态环境的影响。随着相关研究的深入和社会可持续发展意识的不断增强，木质纤维资源利用效率将不断提高，木质纤维基磁性吸附材料在水体资源净化等生态环境治理领域的高性能应用优势将不断显现并发挥出重要的作用。