梁 好，劉傳勝，谷靜靜，陳映均，吳加銓

（廣州軍區(qū)聯(lián)勤部凈水研究所，廣東廣州 510500）

近年來，隨著抗生素的生產規(guī)模擴大與應用泛濫，越來越多的抗生素在地表水和地下水甚至飲用水中檢出［1-2］。研究表明，國內外的飲用水源已受到磺胺類、四環(huán)素類、β-內酰胺類等多種抗生素不同程度的污染（ng／L～mg／L級），且難以在常規(guī)的給水處理工藝中得到有效凈化［3-4］。長期飲用未經處理或者處理不達標的抗生素污染水，輕則導致人體免疫力下降；重則引起人體發(fā)生過敏反應甚至急性食物中毒［5］。此外，有些抗生素具有極強的“三致”作用和激素類作用，可對人類各項生理功能產生嚴重影響［6］。因此，受抗生素污染的飲用水源逐漸成為人類巨大的安全隱患，是當前亟需解決的問題。

綜合考慮處理工藝的適用范圍、處理效果、成本和二次污染等多方面因素，吸附法處理效果好、操作方便，是目前最適合用于飲用水源中抗生素凈化的深度處理技術。吸附材料是吸附法處理抗生素效果好壞的關鍵，常見的吸附材料有活性炭、樹脂、金屬氧化物（如 Al2O3、Fe3O4、Fe2O3）和天然礦石類（如蒙脫石、高嶺土）等，其中以活性炭為基礎的碳質材料的理論研究最為深入，其工程應用范圍也最為廣泛，但碳質材料凈化飲用水的相關綜述總結較少。鑒于此，通過查閱文獻，對活性炭、碳納米管、石墨烯和生物質炭四種碳質材料吸附去除飲用水源中抗生素的研究進展進行詳細闡述，比較其吸附性能，并分析吸附過程的各影響因素及吸附等溫線和動力學，探討其吸附機理，以為致力于抗生素凈化的研究者們提供參考。

1 常見的碳質吸附材料

1.1 活性炭

活性炭是目前最為常見的一種弱極性或非極性碳質吸附材料，它具有孔隙發(fā)達、比表面積大（500～3 000 m2／g）、吸附力強和化學穩(wěn)定性好的特點，含有豐富的表面基團，對含羧基、羥基和氨基等基團的物質具有良好的吸附性能［7］，可吸附水體中的低濃度或者其他方法難以去除的多種有機污染物，是當前研究最深入、應用最廣泛的抗生素吸附材料。同時，活性炭吸附法也被美國環(huán)保局推薦為去除水中抗生素最有效的控制技術之一［8］。

活性炭吸附抗生素的性能主要受其粒徑、孔隙結構及表面化學結構等理化性質的影響［9］。研究表明，活性炭有微孔（孔徑＜4 nm）、中孔（孔徑為4～100 nm）和大孔（孔徑＞100 nm）三類孔隙結構。微孔有很大的比表面積，能夠提供吸附過程中大多數(shù)的吸附位點，具有很強的吸附作用；大孔主要作為吸附分子與吸附點之間的通道，可以控制吸附速度；中孔則可以同時提供吸附位點和通道［10］。其中，碳質材料吸附抗生素的效果主要受微孔和中孔數(shù)量的影響。當抗生素分子尺寸與活性炭的孔隙尺寸接近時，相對的兩個孔壁會產生“孔填充效應”［11-12］，增大對抗生素的吸附作用力；當抗生素尺寸大于活性炭孔隙尺寸時，會誘發(fā)“分子篩效應”［12-13］，使抗生素的吸附量降低?；钚蕴勘砻娴暮鹾秃然鶊F可以直接影響碳質材料的酸堿性、親水性、吸附選擇性、催化特性和電荷性等表面化學性質，同時也可以通過與抗生素分子上的某些官能團發(fā)生反應，改變抗生素在碳質材料的表面吸附性能［14］。

李雪冰等［15］采用 F-400型煤質活性炭研究了其對磺胺、磺胺嘧啶等8種磺胺類抗生素的吸附特性，研究發(fā)現(xiàn)，抗生素的分子尺寸越大，吸附勢越高；分子極化率越大，吸附力越大；溶解度越低的抗生素越容易被活性炭吸附，證實了磺胺類抗生素的吸附性質與其理化性質有關［16］。付翯云［17］發(fā)現(xiàn)活性炭對大分子抗生素類藥物的吸附效果受分子篩效應的影響，中孔含量高的活性炭吸附四環(huán)素和泰樂菌素的能力約比中孔含量低的活性炭高1～2個數(shù)量級。Adams等用10 mg／L的粉末活性炭處理河水中的磺胺類抗生素，去除率為49%～73%。通過對比粒狀活性炭和粉末活性炭發(fā)現(xiàn)，粒狀活性炭對雄烯二酮、DEET、痛可寧、咖啡因、布洛芬等物質的吸附效果遠高于粉末活性炭，去除率均高達 99%［18］。Ji等［19］對比了活性炭、微孔炭和中孔炭對四環(huán)素和泰樂菌素的吸附性能，研究發(fā)現(xiàn)，微孔炭和中孔炭的吸附性能更好，其特有的孔道結構有利于抗生素分子在孔道內擴散，從而加快對抗生素的吸附去除。

受活性炭和抗生素自身理化性質的影響，有的活性炭對不同的抗生素具有選擇性吸附效果，而有的活性炭對不同類型的抗生素吸附效果幾乎沒有差別，表現(xiàn)出廣譜非選擇性的特征。Choi等［20］發(fā)現(xiàn)活性炭對不同的抗生素去除效果相差較大，表現(xiàn)出選擇性的特點。在Choi的研究中，5 mg／L的活性炭對模擬水中的四環(huán)素去除率為20%～54%。其中，氧四環(huán)素、甲氯四環(huán)素的去除率約為50%，而氯四環(huán)素和二甲胺四環(huán)素的去除率僅20%。趙旺勝等［21］采用活性炭吸附萬古霉素等7種抗生素，發(fā)現(xiàn)活性炭對這些抗生素的吸附量較高但差別不大，青霉素、紅霉素、左氧氟沙星的吸附濃度約為 4 μg／mL。Méndez-Díaz等［22］研究了活性炭顆粒對甲氧芐氨嘧啶、咪唑類和磺胺類抗生素的吸附作用，結果顯示，活性炭顆粒對各類抗生素的去除效率均超過90%。但活性炭的這種非選擇性吸附容易導致環(huán)境中的其他有機污染物與抗生素分子競爭活性炭吸附位點，易對活性炭的使用壽命和抗生素吸附效果產生不利影響［23］。

為了改善常規(guī)活性炭選擇性低，對抗生素吸附效果易受水體中其他組分影響的缺陷，進一步提高其吸附容量和吸附效率，不少研究者設法通過調控活性炭的孔道結構和表面化學性質對活性炭進行物理和化學改性，制備出對低濃度抗生素具有高吸附效率和高選擇性的改性活性炭?；钚蕴拷浂趸蓟蛩魵夥ǖ任锢矸ǜ男院缶哂懈呖兹莺涂椎莱叽纾?4-26］，在化學改性后則具有更高的比表面積和微孔含量［27-28］。常見的化學改性法主要有氧化、還原和負載金屬法三種，氧化法能夠將活性炭表面的官能團氧化，加大其表面極性和親水性質，其中強氧化劑改變活性炭孔隙結構，增大孔隙，降低比表面積，增加活性炭表面活性基團；弱氧化劑對活性炭的比表面積與孔結構影響很小，主要是在活性炭表面引入更多的羧基和酮、醚等含氧官能團［29］，可以極大地改善活性炭對極性抗生素分子的吸附性能；活性炭經還原改性后對非極性抗生素分子具有更強的吸附性能［30-31］。負載金屬改性法是目前應用最為普遍的活性炭改性方法，其原理是首先使活性炭優(yōu)先吸附 Cu2＋、Fe2＋和 Al3＋等金屬離子，并將其還原為低價態(tài)離子或單質，再利用金屬與抗生素之間的強結合力改善活性炭對抗生素的吸附性能［32］。

趙敏芳等［9］選取4種改性活性炭（KOH改性炭、NH4Cl改性碳、F-400活性炭和顆?；钚蕴浚λ械淖笱醴承呛椭Z氟沙星進行吸附，得出4種活性炭的吸附容量大小依次為：KOH改性炭＞NH4Cl改性炭＞F-400活性炭＞顆?；钚蕴?，改性活化后的活性炭吸附容量和吸附速率明顯提升。孫瑞杰等［33］采用 Fe（NO3）3對活性炭進行改性，改性后的活性炭對頭孢拉定的吸附能力明顯提高。

在實際應用過程中，改性活性炭對抗生素的吸附量并不總是上升的，有時會有所下降。例如，劉瑞紅［34］發(fā)現(xiàn)活性炭經過熱改性后，其表面的酸性含氧基團被去除，Lewis電位增加，活性炭等電點升高，對阿莫西林的吸附效果變好，但制得的硝酸改性活性炭比表面積下降，等電點降低，表面的含氧酸性官能團量顯著增加，對阿莫西林的吸附性能下降。

盡管活性炭及其改性材料在吸附抗生素的過程中有出色的表現(xiàn)，但其應用仍存在一定的缺陷，如這些活性炭顆粒小、不易收集、吸附飽和后難以回收再生。若將飽和后的活性炭直接丟棄，不予以回收，將面臨吸附劑使用成本高和二次污染的問題［35］，而采用傳統(tǒng)的過濾、高溫加熱等方法進行回收再生，碳損失大，分離效率低，費用高。為此，研究者嘗試將活性炭材料與磁性納米粒子結合成高性能、低成本、易回收的磁性碳質復合材料。磁性碳質納米復合材料不僅能夠通過外加磁場實現(xiàn)碳材料回收，還能夠有效提高碳材料的分散性及比表面積，改善其對抗生素的吸附性能。施絲［36］以介孔活性炭為載體合成了磁性介孔碳材料復合物（Fe3O4／C），該磁性碳材料具有較高的飽和強度和良好的穩(wěn)定性，能夠通過外加磁場實現(xiàn)分離，且重復使用10次以后，對環(huán)丙沙星抗生素的吸附去除率仍高達85%以上。

1.2 碳納米管

碳納米管是由一層或多層石墨片卷起而成的納米管吸附材料。根據(jù)碳原子層數(shù)不同，碳納米管可分為單壁碳納米管和多壁碳納米管兩種，前者比表面積比后者大一個數(shù)量級，兩者的比表面積分別在50～1 315 m2／g和 10～20 m2／g。雖然碳納米管的比表面積和孔隙率均比活性炭低，但由于碳納米管內部間隙管道和凹槽中存在大量吸附位點，其在水溶液中的吸附性能并不弱于活性炭，甚至超過活性炭。Ji等［37］發(fā)現(xiàn)碳納米管對四環(huán)素的吸附性能比活性炭高1～2個數(shù)量級。此外，碳納米管對水體中抗生素的吸附速率較快，吸附的pH范圍也更廣。

碳納米管在形成過程中，卷曲的石墨片易形成大量的空間拓撲缺陷和結構上的缺陷，使得碳納米管頂端易被打開形成許多不同的表面官能基團，也能夠成為負載基團、金屬或金屬氧化物的載體，從而具有較強的催化活性。其中，碳納米管的表面基團類型與結構因碳納米管的制備方法和后處理過程不同而異。相對而言，多壁碳納米管具有更多的表面基團，表面化學活性較單壁碳納米管高。

碳納米管具有極強的疏水作用力，易吸附水中的疏水性抗生素污染物，但由于碳納米管具有較強的憎水性和管外壁范德華力，碳納米管之間也存在較大的作用，導致碳納米管極易在水溶液中發(fā)生纏繞或聚集成束，難以達到理想的抗生素吸附效果。為此，人們設法通過共價功能化方法對碳納米管進行表面改性，提高碳納米管在水溶液的分散性，同時也采用非共價功能化方法堆積、靜電力、范德華力、氫鍵等）保持碳納米管的結構性能和催化性能，并通過制備磁性多壁碳納米管，以方便運用磁分離技術將其從水體中分離處理，實現(xiàn)多壁碳納米管的回收利用，也避免釋放到水體中對環(huán)境和人體造成潛在危害。

鄭楠［38］對羧基化多壁碳納米管進行氟化改性，發(fā)現(xiàn)改性后的碳納米管束裝結構變短、分散性增加、孔隙增多，而比表面積比原來下降了一個數(shù)量級，但對不同極性的5種抗生素［磺胺甲惡唑 SMX、菲PHE、雙酚 A（BPA）、氧氟沙星 OFL和諾氟沙星NOR］的吸附效果較改性前普遍增強。曹慧［39］也發(fā)現(xiàn)經過HNO3純化的多壁碳納米管對羅紅霉素具有更好的去除效果，采用化學沉淀法制備的磁性多壁納米管能夠從水中快速分離出來，對羅紅霉素的吸附能力稍有下降，但去除率仍能達到85%以上。

1.3 石墨烯

石墨烯是一種經sp2雜化的單層碳原子形成的蜂窩狀新型吸附材料。與常規(guī)吸附材料相比，它的力學性能、導熱性能和催化性能更好，比表面積更大（平均約2 630 m2／g），吸附容量和吸附速率也更高，且制備過程比碳納米管更簡單，成本也更低廉［40］。因此，以石墨烯作為吸附材料去除抗生素是當前的研究熱點。

石墨烯表面呈惰性，在水溶液中分散性差，易發(fā)生團聚現(xiàn)象，但在其石墨層之間引入含氧官能團制成氧化石墨烯（GO）后，其親水性可大大提高，對帶正電荷的抗生素污染物的去除效果大大提高。若將GO表面的含氧基團部分還原，可得到還原型氧化石墨烯（RGO），制得的RGO表面負電荷遠遠低于GO，更容易吸附帶負電荷的抗生素。3D石墨烯是由石墨烯層片組成的海綿狀三維石墨烯，其特有的海綿結構允許抗生素在它的孔狀間隙中擴散，具有較高的比表面積，比常規(guī)石墨烯材料具有更廣闊的應用前景。

為改善石墨烯吸附抗生素的性能，研究者通常將石墨烯功能化，通過采用化學修飾法（如共價修飾和非共價修飾法等）將能與抗生素分子強烈作用的基團添加在石墨烯材料表面。也有研究者將石墨烯與其他材料進行聚合制成石墨烯-高分子復合材料和石墨烯-無機復合材料。石墨烯-殼聚糖復合材料是目前研究和應用最多的一種高分子復合材料，殼聚糖本身具有比表面積大、吸附位點多的特點，有良好的生物相容性，對有機污染物呈現(xiàn)出較好的吸附性能，可有效提高石墨烯的抗生素吸附作用力，而摻入石墨烯的殼聚糖力學性能也得到很好的改善［43］。無機材料能夠賦予石墨烯材料新性能，在石墨烯材料中摻入磁性納米顆粒制成石墨烯磁性復合材料，通過外加磁場進行磁分離，可有效回收吸附飽和后的石墨烯材料；而在石墨烯表面負載TiO2可制成石墨烯TiO2復合光催化劑，能對抗生素進行光催化降解。但石墨烯與其他材料復合后，石墨烯層不可避免地發(fā)生堆疊，吸附速率會有所降低［43］。

Ji等［37］對比了石墨烯、碳納米管和活性炭對四環(huán)素類藥物的去除效果，得出各吸附劑對四環(huán)素類抗生素的親和力由弱到強依次為活性炭、多壁碳納米管、石墨烯／單壁碳納米管，其對四環(huán)素類抗生素的吸附分配系數(shù)依次為 103～104、103～ 104、103～105L ／kg和 104～106L ／kg。Ji等［19］還將這幾種吸附材料對磺胺類抗生素的吸附效果進行了比較，結果表明，不同吸附材料對磺胺類抗生素的吸附能力主要與吸附材料的比表面積大小有關，由弱到強依次為石墨烯、碳納米管、活性炭。

1.4 生物質炭

生物質炭是指生物質在高溫限氧條件下炭化、分解后得到的含碳固體物質，其原料通常以秸稈、木屑、雜草、畜禽糞便等農林廢物為主［44］。生物質炭的種類及性質因其制備原料和環(huán)境條件不同而不同，不同的生物質炭通常具有不同的比表面積、化學組成和表面特征。一般來說，生物質炭化時的溫度越高，其比表面積越大，芳香化程度越深，表面疏水性和吸附能力也越強［45］。

生物質炭通常是三維結構，顆粒直徑在nm～μm［46］，化學性質和生物性質穩(wěn)定；具有多孔性和芳香化合物的結構特點，比表面積大（2～776 m2／g），同時也具有豐富的羧基、羰基等表面基團，對抗生素類有機污染物具有較好的吸附去除效果。趙亞平［47］研究了玉米秸稈生物質炭吸附金霉素的效果，結果表明，玉米秸稈轉化成生物質炭的產率為30.23%，制成的生物質炭比表面積可達285 m2／g。在低濃度條件下，玉米秸稈生物質炭對金霉素的去除率可達到90%以上，且解吸率低，其吸附機理以表面吸附、微孔捕獲和靜電吸附等物理吸附為主，吸附作用受玉米秸稈生物質炭的比表面積、孔徑分布和表面基團的影響。

此外，研究表明，生物質炭對極性抗生素的親和力強于非極性抗生素，對平面結構的抗生素也比對非平面結構抗生素的吸附力強一個數(shù)量級，同時，生物質炭對抗生素的吸附作用力也隨自身芳香性的增加而增強［48］。

1.5 各碳質材料吸附抗生素的性能對比

為了直觀對比活性炭、碳納米管、石墨烯與生物質炭對抗生素的吸附效果，將四種不同碳質材料吸附抗生素相關研究結果及應用特點總結如表1所示。

表1 各碳質材料對抗生素的吸附性能對比Tab.1 Comparison of Adsorption Performance for Antibiotics among Carbonaceous Materials

2 碳質材料吸附抗生素的影響因素

碳質材料對水體中的抗生素吸附效果受溶液的pH值、溫度和溶液中其他組分的種類和濃度等因素的影響。

2.1 pH值

碳質吸附材料的表面官能團電荷和抗生素的化學形態(tài)與溶液中的pH值密切相關，改變pH值可以影響碳質吸附材料和抗生素兩者之間的作用力（如疏水作用、靜電作用、氫鍵和π-π鍵等）及pKa和抗生素在水中的存在形式，從而影響碳質吸附材料對抗生素的吸附性能。

不同的碳質材料對抗生素的吸附性能隨pH值的升高呈現(xiàn)不同的變化趨勢。硝酸改性顆?；钚蕴吭趐H位于等電點附近（pH值＝pHpzc值＝4）時對阿莫西林的去除率最高，而熱改性顆?；钚蕴浚╬Hpzc值＝5.9）則在pH值＝3時對阿莫西林的去除率最高，之后這兩種吸附材料對阿莫西林的去除率隨著pH的升高而逐漸下降［34］。磁化碳納米管對羅紅霉素的吸附量在pH值＝1～7時逐漸下降，在pH值由7升高至11時，吸附量又逐漸上升［39］；當pH值由3升至11時，磁性介孔碳納米復合材料對環(huán)丙沙星的吸附量呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢，并在pH值＝8時，吸附量最高［36］。此外，研究表明，當pH值＝2～4時，玉米秸稈生物質炭對金霉素的吸附量隨著pH值的升高而增大，當pH值＝4～10時，生物質炭對金霉素的吸附量幾乎無變化，同時也發(fā)現(xiàn)玉米秸稈生物質炭對偏酸性的溶液緩沖能力明顯，對偏堿性溶液也有一定的緩沖作用［47］。當進水pH值＝4～10時，其出水 pH 值介于8.47～9.51，它對金霉素的吸附量可能與其對溶液pH的緩沖作用有關。

2.2 溫度

吸附反應過程通常是放熱反應，較低的溫度有利于碳質材料對抗生素的吸附。但在吸附過程達到平衡狀態(tài)前，溫度升高能夠加快抗生素由溶液中擴散到吸附劑表面的速度，可以增加與碳質材料表面的反應速度［76］。

例如，當溫度高于35℃時，F(xiàn)e改性活性炭和未改性活性炭對頭孢拉定的吸附量隨溫度的升高而降低［33］，而未改性活性炭對加替沙星的吸附量隨著溫度的升高而增加。玉米秸稈生物質炭對金霉素的吸附作用受溫度影響也十分顯著［47］，溫度升高可以極大地促進玉米秸稈生物質炭對金霉素的吸附量，其吸附等溫線由“L”型逐漸趨于線型。

大多數(shù)情況下，溫度對吸附過程的影響并不明顯，因此，吸附操作常發(fā)生在常溫條件下。當溫度在25～40℃時，F(xiàn)e改性活性炭和未改性活性炭對頭孢拉定的去除率分別保持在81.3%和70%以上，在該溫度區(qū)間內的去除率波動低于5%，受溫度的影響較?。?3］。

2.3 離子強度

離子強度可以改變碳質材料和抗生素表面的化學形態(tài)，對兩者之間的作用力起到增大或減弱的作用。電解質離子也會與抗生素競爭碳質材料表面的活性位點，或者通過影響抗生素在水體中的溶解度而改變其在碳質材料表面的吸附狀態(tài)。

凌晶等［23］的研究發(fā)現(xiàn)，溶液中的Na＋不僅對水體中的陽離子表面活性劑起到靜電屏蔽作用，還可以影響磺胺二甲嘧啶的活度常數(shù)，能夠有效促進磺胺二甲嘧啶在多壁納米碳管表面的吸附。該結果與汪濤等［77］和趙亞平［47］的研究結論剛好相反。在多壁碳納米管吸附羅紅霉素的研究中，隨著NaCl濃度的升高，多壁碳納米管對羅紅霉素的吸附呈先下降再上升的趨勢［39］，與Ca2＋對活性炭吸附加替沙星的影響規(guī)律一致［31］。離子強度對碳質材料吸附抗生素的影響程度還受抗生素初始濃度的影響，通?？股爻跏紳舛仍礁?，吸附量受離子強度的影響越大。采用玉米秸稈生物質炭吸附活金霉素的研究中，當金霉素初始濃度增大5倍時，離子強度每升高一個單位，吸附量將降低約 20倍［47］。此外，文獻報道表明，Na＋與Fe3O4／C之間的靜電作用可以忽略，磁性碳納米復合材料對環(huán)丙沙星的吸附量幾乎不受Na＋的影響［36］。

除了pH值、溫度和離子強度外，碳質材料對抗生素的吸附效果還受投加量、固液比和抗生素初始濃度的影響，通常投加量越大、固液比越高、抗生素初始濃度高，吸附平衡時間越短，碳質材料對抗生素的吸附量也越大。

3 吸附等溫線和動力學

為深入了解碳質材料對抗生素的吸附機理及吸附過程，研究者們將碳質材料吸附抗生素參數(shù)與各吸附等溫方程和動力學方程進行擬合。結果表明，大多數(shù)的碳質材料對抗生素的吸附過程與Langmuir型［36，39］或 Freundlich 型［17，33-34，39］等溫方程的擬合性最好，吸附過程以非線性過程為主。通常Freundlich吸附等溫線方程對應著物理吸附，是多分子層吸附，為放熱過程；符合Langmuir吸附等溫線方程的吸附過程對應著化學吸附，以單分子層吸附為主，是吸熱過程［39］。但有的碳質材料吸附抗生素的過程與Langmuir和Freundlich等溫線方程均有很好地擬合性，甚至也能夠同時很好地擬合Temkin和Henry方程中的一種或多種等溫方程［9，17，31，33-34，39，77］，這說明碳質材料對抗生素的吸附過程同時存在物理吸附和化學吸附等多種吸附機理。一般來說，碳質材料吸附抗生素的過程是由抗生素在碳質材料的表面分配作用及其在碳質材料內部擴散作用共同決定的，當表面分配作用為主導時，抗生素在碳質材料表面的吸附過程是一個非線性過程；反之，當內部擴散作用占主導時，吸附過程是一個線性過程［31］。

研究者采用準一級動力學方程、二級動力學方程、Elovich方程和顆粒內擴散動力學方程等描述了碳質材料吸附抗生素的吸附動力學過程。研究表明，二級動力學方程［33-34，36，39，77］是擬合碳質材料吸附抗生素過程的主要模型，該動力學模型描述了所有的外部液膜擴散、表面吸附和顆粒內擴散等的吸附過程，說明碳質材料對抗生素的吸附效果是多個吸附機理共同作用的結果。碳質材料對抗生素的吸附過程可分為迅速上升、較快上升和緩慢平衡三個階段［39］。其中，迅速上升和較快上升兩個吸附階段主要與抗生素濃度和碳質材料表面的活性點位數(shù)量有關，而緩慢平衡階段則受碳質材料的內部孔隙結構如孔徑大小和排列方式等的影響［47］。通常碳質材料的孔徑越小，抗生素在孔內擴散的速度越慢，吸附平衡時間越長，且只有尺寸小于孔徑的抗生素分子才能被吸附［31］。

為了直觀對比不同活性炭、碳納米管、石墨烯與生物質炭對抗生素的吸附過程，將各碳質材料對典型抗生素的吸附動力學及吸附等溫線的擬合參數(shù)總結如表2所示。

表2 碳質材料對抗生素的吸附動力學和吸附等溫線模型擬合參數(shù)Tab.2 Fitting Parameters of Equilibrium Isotherms and Adsorption Kinetics for Antibiotics with Carbonaceous Materials

續(xù) 表

4 研究展望

碳質材料在抗生素污染飲用水凈化中的應用日益廣泛，但有關研究工作仍需在以下幾個方面進一步加強。

（1）碳質材料仍以活性炭等傳統(tǒng)吸附材料為主，對石墨烯、碳納米管和生物質炭等新型低成本碳質材料的應用研究較少，同時碳質材料的應用方式仍以傳統(tǒng)的固定式吸附床為主。因此，今后可嘗試加大新型碳質材料的研制力度，并開發(fā)碳質材料在飲用水吸附凈化中的新型應用模式。

（2）經改性的碳質材料對抗生素的吸附容量和選擇性得以改善，但現(xiàn)有的改性方式相對單一，成本較高，在工程應用中存在一定局限性。可適當尋求一種新型碳質材料的復合改性方法，降低改性成本，便于其在工程中推廣應用。

（3）在凈化抗生素污染的研究中，目前主要研究了單一碳質材料吸附技術，且研究內容以碳質材料對抗生素的吸附作用為主，對碳質材料與膜過濾、光催化和化學氧化等技術聯(lián)用的研究較少，也忽略了碳質材料的導電性能和催化性能等在抗生素去除中的作用。因此，需要開發(fā)碳質材料與其它技術結合的聯(lián)用技術及碳質材料除吸附性能以外的特性，充分發(fā)揮各水處理技術和碳質材料各特性對抗生素的協(xié)同去除作用。

（4）當前的研究成果大多是在實驗室操作條件下得出的，采用的抗生素微污染水也基本是由人工配制而成的模擬水質樣本。鑒于自然水體樣本與模擬水質樣本之間存在不小差異，碳質材料對自然水體樣本的凈化過程也受其他水質組分和環(huán)境條件等因素的影響，因而，現(xiàn)有的碳質材料吸附抗生素的研究成果在實際應用中仍有待驗證。

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