纳米塑料作为一类新兴污染物，因其粒径小、比表面积大、表面疏水性强，极易在水环境中持久存在并进入生物体内，对生态系统和人体健康构成潜在威胁。传统水处理工艺（如混凝、沉淀、过滤）对纳米塑料的去除效率有限，难以满足日益严格的水质安全要求。因此，开发高效、经济、可再生的纳米塑料去除技术成为当前环境科学领域的研究热点。碳基吸附剂因其比表面积高、表面官能团丰富、结构可调等优势受到广泛关注，但传统制备方法（如热解、水热法）普遍存在能耗高、耗时长、金属负载不均等问题，亟需发展绿色、快速、可控的新型合成策略。
2026年4月5日，河北工业大学廉菲教授团队在《Separation and Purification Technology》期刊发表题为“Turning plastic waste into a plastic solution: flash joule heating synthesis of iron-carbon composites for nanoplastic removal from water”的研究论文。该研究采用闪蒸焦耳热（FJH）技术，以废弃轮胎碎片为碳源，快速合成了铁负载碳基复合材料（Fe-carbon composites），用于高效去除水中的聚苯乙烯纳米塑料（PSNPs）。研究系统优化了Fe/C质量比与脉冲电压，所制得的最优吸附剂（FJH-0.5）在150 mg/L PSNPs浓度下实现了99.4%的去除效率，最大吸附容量接近1000 mg/g。通过动力学、等温线、光谱表征及水化学影响分析，揭示了静电吸引、疏水作用、π-π堆积与Fe介导表面络合的多重协同吸附机制。此外，废吸附剂可通过二次FJH处理实现快速再生，三次循环后仍保持94.2%的去除率。该研究为“以废治废”提供了新思路，展现了FJH技术在环境功能材料合成中的广阔应用前景。
图1系统展示了FJH合成铁碳复合材料的过程及其微观结构特征。如图1a所示，碳化废轮胎在100 V脉冲电压下经历毫秒级高温（>2000 K）加热与快速冷却（200 K/s），实现碳层石墨烯化与铁盐热分解。TEM图像（图1b、1e）显示，球形铁纳米颗粒（<100 nm）均匀分散于层状石墨烯结构之间，无明显团聚。HAADF-STEM及EDS元素分布图（图1c、1d）进一步证实C、O、Fe三者空间共定位，形成铁-氧物种。高分辨TEM（图1f、1g）结合XRD分析，识别出Fe₃O₄（311晶面，d=0.251 nm）、FeS（114晶面，d=0.208 nm）及Fe⁰（110晶面，d=0.2 nm）晶相，表明FJH过程中铁以多相形式共存。该均匀分散结构归因于FJH的超快热循环抑制了金属团聚。
图1： 闪蒸焦耳热合成铁碳复合材料的形貌与物相表征。(a) FJH合成示意图；(b, e) 不同放大倍数下的TEM图像；(c) HAADF-STEM图像；(d) C、O、Fe的EDS元素分布图；(f, g) 高分辨TEM晶格像及晶面标定。
图2对比了FJH-0（未负载铁）与FJH-0.5（铁碳比0.5）的物化性质。N₂吸附-脱附等温线（图2a）均为IV型，存在明显回滞环，表明介孔结构。FJH-0.5的比表面积（67.96 m²/g）与总孔容（0.367 cm³/g）低于FJH-0（97.81 m²/g，0.503 cm³/g），说明Fe纳米颗粒嵌入碳层导致部分孔道堵塞（图2b）。FTIR光谱（图2c）显示FJH-0.5在610 cm⁻¹处出现Fe-O特征峰，且O-H振动显著减弱，表明高温下羟基断裂、铁掺杂成功。水接触角从FJH-0的38.0°增至FJH-0.5的122.2°（图S6），疏水性显著增强，有利于PSNPs吸附。XRD（图2d）证实FJH-0.5中存在Fe⁰、FeS、Fe₃O₄晶相，晶粒尺寸分别为14.8、12.2、23.0 nm，较小晶粒提供丰富吸附位点。Raman光谱（图2e）显示随电压从60 V升至160 V，Iᴅ/Iɢ比值由0.958降至0.438，石墨化程度提升，且2D峰在≥100 V时出现，表明形成少层石墨烯。VSM测试（图2f）显示饱和磁化强度为14.68 emu/g，具有超顺磁性，便于磁分离回收。
图2： 铁碳复合材料的孔结构、化学组成、晶相、石墨化度与磁学性质分析。(a) N₂吸附-脱附等温线；(b) 孔径分布曲线；(c) FTIR光谱；(d) XRD谱图；(e) 不同电压下Raman光谱；(f) 磁滞回线及磁分离照片（插图）。
图3系统评价了FJH衍生吸附剂对PSNPs的去除性能与吸附行为。剂量优化实验（图3a）显示，150 mg/L吸附剂用量为最佳，FJH-0.3与FJH-0.5去除率均超过99%。合成电压影响（图3b）表明100 V时去除效率最高，过低（60 V）导致Fe负载不稳定、铁溶出高，过高（160 V）则Fe挥发损失。吸附动力学（图3c、3e）显示FJH-0.5在120 min内即达506 mg/g吸附量，Elovich模型拟合最优（R²=0.965，AICc最小），表明吸附发生在能量非均一的表面。颗粒内扩散模型（图3f）显示膜扩散速率常数K₁远大于K₂，说明表面相互作用主导吸附过程。等温线（图3d、3g）中Sips模型拟合最佳（R²=0.948），最大吸附容量达1500 mg/g，是FJH-0的3.17倍，显著优于文献报道的磁性生物炭（306.2 mg/g）等材料。这些结果归因于FJH实现的Fe纳米颗粒均匀分散与石墨化结构增强。
图3： 铁碳复合材料对聚苯乙烯纳米塑料的吸附性能优化、动力学与等温线模型。(a) 吸附剂投加量影响；(b) 合成电压影响；(c) 不同Fe含量吸附剂动力学曲线；(d) 等温线曲线；(e) FJH-0.5的动力学拟合；(f) 颗粒内扩散模型拟合；(g) FJH-0.5的等温线拟合。
图4从溶液化学与光谱学角度揭示了吸附机制。pH影响实验（图4a）表明，FJH-0.5在pH 3–10范围内保持>800 mg/g的高吸附容量，pH升至11时降至444 mg/g。ζ电位显示FJH-0.5等电点约为pH 8，PSNPs全程带负电，故pH 3–8时静电吸引主导吸附；pH 11时二者均带负电，但仍有较高容量，提示其他机制参与。共存离子实验（图4b）发现，Ca²⁺、Mg²⁺无显著影响，而PO₄³⁻、SO₄²⁻等阴离子明显抑制吸附，说明阴离子竞争吸附位点。Raman光谱（图4c）显示吸附后Iᴅ/Iɢ从0.874降至0.607，表明PSNPs中芳香环与石墨域发生π-π堆积，提升了碳层有序度。二次FJH再生后，D、G、2D峰信号增强，表明PSNPs被快速去除并碳化。FTIR（图4d）显示吸附后出现PSNPs特征峰（698 cm⁻¹），且Fe-O峰（612 cm⁻¹）强度下降，证实PSNPs的–OH/–COOH与Fe-O位点发生表面络合。
图4： 溶液化学条件对吸附的影响及光谱学机理证据。(a) 不同pH下ζ电位与吸附性能；(b) 共存离子影响；(c) 吸附前后及再生样品的Raman光谱；(d) FTIR光谱对比。
图5通过XPS精细谱揭示了表面化学状态变化，进一步证实吸附机制。C 1s谱（图5a）显示，吸附后芳香碳（C=C/C–C）含量从61.1%升至66.1%，而C=O含量从13.7%降至6.5%，表明π-π堆积与羰基参与结合。O 1s谱（图5b）中，M–O峰（530.46 eV）在吸附后位移至530.34 eV，面积占比从22.5%降至10.2%，说明Fe-O位点与PSNPs含氧基团发生络合。Fe 2p谱（图5c）显示，Fe(II)与Fe(III)的结合能分别从711.4 eV、713.2 eV降至711.2 eV、712.9 eV，且峰面积下降，进一步证实铁位点作为活性中心接受PSNPs的电子捐赠。作为对照，FJH-0样品未检出Fe信号。这些结果明确了Fe介导的表面络合在吸附中的关键作用。
图5： X射线光电子能谱揭示的铁碳复合材料表面化学状态变化及吸附机理。(a) C 1s谱；(b) O 1s谱；(c) Fe 2p谱。对比样品包括FJH-0、FJH-0.5及吸附后样品（FJH-0.5-PSNP）。
图6为机理示意图，综合上述表征结果，归纳了FJH-0.5高效吸附PSNPs的四种协同机制：(a) π-π堆积：PSNPs中芳香环与FJH-0.5石墨域之间电子耦合；(b) 静电吸引：在pH 3–8范围内，带正电的FJH-0.5表面与带负电的PSNPs相互吸引；(c) 疏水作用：FJH-0.5表面接触角达122.2°，与PSNPs非极性区域之间强烈疏水驱动；(d) Fe介导表面络合：PSNPs的–OH/–COOH与Fe-O位点形成配位键。这四种机制协同作用，使FJH-0.5在宽pH范围及复杂水质条件下仍保持高效去除能力。
图6： 铁碳复合材料高效吸附聚苯乙烯纳米塑料的多重协同机制示意图。(a) π-π堆积；(b) 静电吸引；(c) 疏水作用；(d) Fe介导表面络合。
图7评估了FJH-0.5在实际应用场景中的性能与可回收性。在实际水体（自来水、湖水）中（图7a），FJH-0.5对PSNPs的去除率仍维持在90%以上，略低于去离子水中的99.4%，但无明显抑制，表明其抗干扰能力强。循环再生实验（图7b）显示，通过二次FJH处理（100 V），废吸附剂可在三次吸附-再生循环后仍保持94.2%的去除率，展现了优异的可重复使用性。热重分析（图7c、7d）表明，FJH-0.5本身热稳定性极高，900°C下仅失重4.2%；而吸附PSNPs后，在约400°C出现20.6%的明显失重峰，对应PSNPs的热分解。该温度与文献报道一致，进一步证实PSNPs已被成功捕获，且二次FJH可通过高温碳化实现高效再生。
图7： 铁碳复合材料的实际水体适用性、循环再生性能与热稳定性分析。(a) 不同水体基质中吸附性能；(b) 三次吸附-再生循环去除率；(c) FJH-0.5的TG/DTG曲线；(d) FJH-0.5-PSNP的TG/DTG曲线。
总结
&
展望
总之，本研究提出并验证了一种“以废治废”的新策略：采用闪蒸焦耳热技术将废弃轮胎碎片快速转化为铁负载碳基吸附剂，用于高效去除水中聚苯乙烯纳米塑料。该策略的核心在于FJH的超快热循环（毫秒级升温至>2000 K，200 K/s冷却）不仅实现了碳前驱体的石墨烯化，还促进了铁纳米颗粒在碳层间的均匀分散，避免了传统热解方法中易出现的金属团聚问题。机制上，吸附过程由静电吸引、疏水作用、π-π堆积与Fe介导表面络合四种效应协同驱动，使其在宽pH范围（3–10）及实际水体中仍保持高效性能。性能上，最优材料FJH-0.5对PSNPs的去除率达99.4%，最大吸附容量接近1000 mg/g，远超多数文献报道值，且具有超顺磁性（14.68 emu/g）便于磁分离。应用价值方面，废吸附剂可通过二次FJH处理快速再生，三次循环后去除率仍高于94.2%，结合废轮胎的低成本与FJH的低能耗（对比传统热解），展现出良好的工程应用潜力。未来可进一步探索该策略对其他类型纳米塑料、微塑料乃至新兴有机污染物的去除能力，以及FJH参数对材料结构与性能的精细调控机制。
本研究提出并验证了一种“以废治废”的新策略：采用闪速焦耳热技术将废弃轮胎碎片快速转化为铁负载碳基吸附剂，用于高效去除水中聚苯乙烯纳米塑料。该策略的核心在于FJH的超快热循环（毫秒级升温至>2000 K，200 K/s冷却）不仅实现了碳前驱体的石墨烯化，还促进了铁纳米颗粒在碳层间的均匀分散，避免了传统热解方法中易出现的金属团聚问题。机制上，吸附过程由静电吸引、疏水作用、π-π堆积与Fe介导表面络合四种效应协同驱动，使其在宽pH范围（3–10）及实际水体中仍保持高效性能。性能上，最优材料FJH-0.5对PSNPs的去除率达99.4%，最大吸附容量接近1000 mg/g，远超多数文献报道值，且具有超顺磁性（14.68 emu/g）便于磁分离。应用价值方面，废吸附剂可通过二次FJH处理快速再生，三次循环后去除率仍高于94.2%，结合废轮胎的低成本与FJH的低能耗（对比传统热解），展现出良好的工程应用潜力。未来可进一步探索该策略对其他类型纳米塑料、微塑料乃至新兴有机污染物的去除能力，以及FJH参数对材料结构与性能的精细调控机制。
