碳质材料对饮用水处理中抗生素吸附的研究回顾

梁 好，刘传胜，谷静静，陈映均，吴加铨

（广州军区联勤部净水研究所，广东广州 510500）

近年来，随着抗生素的生产规模扩大与应用泛滥，越来越多的抗生素在地表水和地下水甚至饮用水中检出［1-2］。研究表明，国内外的饮用水源已受到磺胺类、四环素类、β-内酰胺类等多种抗生素不同程度的污染（ng／L～mg／L级），且难以在常规的给水处理工艺中得到有效净化［3-4］。长期饮用未经处理或者处理不达标的抗生素污染水，轻则导致人体免疫力下降；重则引起人体发生过敏反应甚至急性食物中毒［5］。此外，有些抗生素具有极强的“三致”作用和激素类作用，可对人类各项生理功能产生严重影响［6］。因此，受抗生素污染的饮用水源逐渐成为人类巨大的安全隐患，是当前亟需解决的问题。

综合考虑处理工艺的适用范围、处理效果、成本和二次污染等多方面因素，吸附法处理效果好、操作方便，是目前最适合用于饮用水源中抗生素净化的深度处理技术。吸附材料是吸附法处理抗生素效果好坏的关键，常见的吸附材料有活性炭、树脂、金属氧化物（如 Al2O3、Fe3O4、Fe2O3）和天然矿石类（如蒙脱石、高岭土）等，其中以活性炭为基础的碳质材料的理论研究最为深入，其工程应用范围也最为广泛，但碳质材料净化饮用水的相关综述总结较少。鉴于此，通过查阅文献，对活性炭、碳纳米管、石墨烯和生物质炭四种碳质材料吸附去除饮用水源中抗生素的研究进展进行详细阐述，比较其吸附性能，并分析吸附过程的各影响因素及吸附等温线和动力学，探讨其吸附机理，以为致力于抗生素净化的研究者们提供参考。

1 常见的碳质吸附材料

1.1 活性炭

活性炭是目前最为常见的一种弱极性或非极性碳质吸附材料，它具有孔隙发达、比表面积大（500～3 000 m2／g）、吸附力强和化学稳定性好的特点，含有丰富的表面基团，对含羧基、羟基和氨基等基团的物质具有良好的吸附性能［7］，可吸附水体中的低浓度或者其他方法难以去除的多种有机污染物，是当前研究最深入、应用最广泛的抗生素吸附材料。同时，活性炭吸附法也被美国环保局推荐为去除水中抗生素最有效的控制技术之一［8］。

活性炭吸附抗生素的性能主要受其粒径、孔隙结构及表面化学结构等理化性质的影响［9］。研究表明，活性炭有微孔（孔径＜4 nm）、中孔（孔径为4～100 nm）和大孔（孔径＞100 nm）三类孔隙结构。微孔有很大的比表面积，能够提供吸附过程中大多数的吸附位点，具有很强的吸附作用；大孔主要作为吸附分子与吸附点之间的通道，可以控制吸附速度；中孔则可以同时提供吸附位点和通道［10］。其中，碳质材料吸附抗生素的效果主要受微孔和中孔数量的影响。当抗生素分子尺寸与活性炭的孔隙尺寸接近时，相对的两个孔壁会产生“孔填充效应”［11-12］，增大对抗生素的吸附作用力；当抗生素尺寸大于活性炭孔隙尺寸时，会诱发“分子筛效应”［12-13］，使抗生素的吸附量降低。活性炭表面的含氧和含氮等基团可以直接影响碳质材料的酸碱性、亲水性、吸附选择性、催化特性和电荷性等表面化学性质，同时也可以通过与抗生素分子上的某些官能团发生反应，改变抗生素在碳质材料的表面吸附性能［14］。

李雪冰等［15］采用 F-400型煤质活性炭研究了其对磺胺、磺胺嘧啶等8种磺胺类抗生素的吸附特性，研究发现，抗生素的分子尺寸越大，吸附势越高；分子极化率越大，吸附力越大；溶解度越低的抗生素越容易被活性炭吸附，证实了磺胺类抗生素的吸附性质与其理化性质有关［16］。付翯云［17］发现活性炭对大分子抗生素类药物的吸附效果受分子筛效应的影响，中孔含量高的活性炭吸附四环素和泰乐菌素的能力约比中孔含量低的活性炭高1～2个数量级。Adams等用10 mg／L的粉末活性炭处理河水中的磺胺类抗生素，去除率为49%～73%。通过对比粒状活性炭和粉末活性炭发现，粒状活性炭对雄烯二酮、DEET、痛可宁、咖啡因、布洛芬等物质的吸附效果远高于粉末活性炭，去除率均高达 99%［18］。Ji等［19］对比了活性炭、微孔炭和中孔炭对四环素和泰乐菌素的吸附性能，研究发现，微孔炭和中孔炭的吸附性能更好，其特有的孔道结构有利于抗生素分子在孔道内扩散，从而加快对抗生素的吸附去除。

受活性炭和抗生素自身理化性质的影响，有的活性炭对不同的抗生素具有选择性吸附效果，而有的活性炭对不同类型的抗生素吸附效果几乎没有差别，表现出广谱非选择性的特征。Choi等［20］发现活性炭对不同的抗生素去除效果相差较大，表现出选择性的特点。在Choi的研究中，5 mg／L的活性炭对模拟水中的四环素去除率为20%～54%。其中，氧四环素、甲氯四环素的去除率约为50%，而氯四环素和二甲胺四环素的去除率仅20%。赵旺胜等［21］采用活性炭吸附万古霉素等7种抗生素，发现活性炭对这些抗生素的吸附量较高但差别不大，青霉素、红霉素、左氧氟沙星的吸附浓度约为 4 μg／mL。Méndez-Díaz等［22］研究了活性炭颗粒对甲氧苄氨嘧啶、咪唑类和磺胺类抗生素的吸附作用，结果显示，活性炭颗粒对各类抗生素的去除效率均超过90%。但活性炭的这种非选择性吸附容易导致环境中的其他有机污染物与抗生素分子竞争活性炭吸附位点，易对活性炭的使用寿命和抗生素吸附效果产生不利影响［23］。

为了改善常规活性炭选择性低，对抗生素吸附效果易受水体中其他组分影响的缺陷，进一步提高其吸附容量和吸附效率，不少研究者设法通过调控活性炭的孔道结构和表面化学性质对活性炭进行物理和化学改性，制备出对低浓度抗生素具有高吸附效率和高选择性的改性活性炭。活性炭经二氧化碳或水蒸气法等物理法改性后具有更高孔容和孔道尺寸［24-26］，在化学改性后则具有更高的比表面积和微孔含量［27-28］。常见的化学改性法主要有氧化、还原和负载金属法三种，氧化法能够将活性炭表面的官能团氧化，加大其表面极性和亲水性质，其中强氧化剂改变活性炭孔隙结构，增大孔隙，降低比表面积，增加活性炭表面活性基团；弱氧化剂对活性炭的比表面积与孔结构影响很小，主要是在活性炭表面引入更多的羧基和酮、醚等含氧官能团［29］，可以极大地改善活性炭对极性抗生素分子的吸附性能；活性炭经还原改性后对非极性抗生素分子具有更强的吸附性能［30-31］。负载金属改性法是目前应用最为普遍的活性炭改性方法，其原理是首先使活性炭优先吸附 Cu2＋、Fe2＋和 Al3＋等金属离子，并将其还原为低价态离子或单质，再利用金属与抗生素之间的强结合力改善活性炭对抗生素的吸附性能［32］。

赵敏芳等［9］选取4种改性活性炭（KOH改性炭、NH4Cl改性碳、F-400活性炭和颗粒活性炭）对水中的左氧氟沙星和诺氟沙星进行吸附，得出4种活性炭的吸附容量大小依次为：KOH改性炭＞NH4Cl改性炭＞F-400活性炭＞颗粒活性炭，改性活化后的活性炭吸附容量和吸附速率明显提升。孙瑞杰等［33］采用 Fe（NO3）3对活性炭进行改性，改性后的活性炭对头孢拉定的吸附能力明显提高。

在实际应用过程中，改性活性炭对抗生素的吸附量并不总是上升的，有时会有所下降。例如，刘瑞红［34］发现活性炭经过热改性后，其表面的酸性含氧基团被去除，Lewis电位增加，活性炭等电点升高，对阿莫西林的吸附效果变好，但制得的硝酸改性活性炭比表面积下降，等电点降低，表面的含氧酸性官能团量显著增加，对阿莫西林的吸附性能下降。

尽管活性炭及其改性材料在吸附抗生素的过程中有出色的表现，但其应用仍存在一定的缺陷，如这些活性炭颗粒小、不易收集、吸附饱和后难以回收再生。若将饱和后的活性炭直接丢弃，不予以回收，将面临吸附剂使用成本高和二次污染的问题［35］，而采用传统的过滤、高温加热等方法进行回收再生，碳损失大，分离效率低，费用高。为此，研究者尝试将活性炭材料与磁性纳米粒子结合成高性能、低成本、易回收的磁性碳质复合材料。磁性碳质纳米复合材料不仅能够通过外加磁场实现碳材料回收，还能够有效提高碳材料的分散性及比表面积，改善其对抗生素的吸附性能。施丝［36］以介孔活性炭为载体合成了磁性介孔碳材料复合物（Fe3O4／C），该磁性碳材料具有较高的饱和强度和良好的稳定性，能够通过外加磁场实现分离，且重复使用10次以后，对环丙沙星抗生素的吸附去除率仍高达85%以上。

1.2 碳纳米管

碳纳米管是由一层或多层石墨片卷起而成的纳米管吸附材料。根据碳原子层数不同，碳纳米管可分为单壁碳纳米管和多壁碳纳米管两种，前者比表面积比后者大一个数量级，两者的比表面积分别在50～1 315 m2／g和 10～20 m2／g。虽然碳纳米管的比表面积和孔隙率均比活性炭低，但由于碳纳米管内部间隙管道和凹槽中存在大量吸附位点，其在水溶液中的吸附性能并不弱于活性炭，甚至超过活性炭。Ji等［37］发现碳纳米管对四环素的吸附性能比活性炭高1～2个数量级。此外，碳纳米管对水体中抗生素的吸附速率较快，吸附的pH范围也更广。

碳纳米管在形成过程中，卷曲的石墨片易形成大量的空间拓扑缺陷和结构上的缺陷，使得碳纳米管顶端易被打开形成许多不同的表面官能基团，也能够成为负载基团、金属或金属氧化物的载体，从而具有较强的催化活性。其中，碳纳米管的表面基团类型与结构因碳纳米管的制备方法和后处理过程不同而异。相对而言，多壁碳纳米管具有更多的表面基团，表面化学活性较单壁碳纳米管高。

碳纳米管具有极强的疏水作用力，易吸附水中的疏水性抗生素污染物，但由于碳纳米管具有较强的憎水性和管外壁范德华力，碳纳米管之间也存在较大的作用，导致碳纳米管极易在水溶液中发生缠绕或聚集成束，难以达到理想的抗生素吸附效果。为此，人们设法通过共价功能化方法对碳纳米管进行表面改性，提高碳纳米管在水溶液的分散性，同时也采用非共价功能化方法堆积、静电力、范德华力、氢键等）保持碳纳米管的结构性能和催化性能，并通过制备磁性多壁碳纳米管，以方便运用磁分离技术将其从水体中分离处理，实现多壁碳纳米管的回收利用，也避免释放到水体中对环境和人体造成潜在危害。

郑楠［38］对羧基化多壁碳纳米管进行氟化改性，发现改性后的碳纳米管束装结构变短、分散性增加、孔隙增多，而比表面积比原来下降了一个数量级，但对不同极性的5种抗生素［磺胺甲恶唑 SMX、菲PHE、双酚 A（BPA）、氧氟沙星 OFL和诺氟沙星NOR］的吸附效果较改性前普遍增强。曹慧［39］也发现经过HNO3纯化的多壁碳纳米管对罗红霉素具有更好的去除效果，采用化学沉淀法制备的磁性多壁纳米管能够从水中快速分离出来，对罗红霉素的吸附能力稍有下降，但去除率仍能达到85%以上。

1.3 石墨烯

石墨烯是一种经sp2杂化的单层碳原子形成的蜂窝状新型吸附材料。与常规吸附材料相比，它的力学性能、导热性能和催化性能更好，比表面积更大（平均约2 630 m2／g），吸附容量和吸附速率也更高，且制备过程比碳纳米管更简单，成本也更低廉［40］。因此，以石墨烯作为吸附材料去除抗生素是当前的研究热点。

石墨烯表面呈惰性，在水溶液中分散性差，易发生团聚现象，但在其石墨层之间引入含氧官能团制成氧化石墨烯（GO）后，其亲水性可大大提高，对带正电荷的抗生素污染物的去除效果大大提高。若将GO表面的含氧基团部分还原，可得到还原型氧化石墨烯（RGO），制得的RGO表面负电荷远远低于GO，更容易吸附带负电荷的抗生素。3D石墨烯是由石墨烯层片组成的海绵状三维石墨烯，其特有的海绵结构允许抗生素在它的孔状间隙中扩散，具有较高的比表面积，比常规石墨烯材料具有更广阔的应用前景。

为改善石墨烯吸附抗生素的性能，研究者通常将石墨烯功能化，通过采用化学修饰法（如共价修饰和非共价修饰法等）将能与抗生素分子强烈作用的基团添加在石墨烯材料表面。也有研究者将石墨烯与其他材料进行聚合制成石墨烯-高分子复合材料和石墨烯-无机复合材料。石墨烯-壳聚糖复合材料是目前研究和应用最多的一种高分子复合材料，壳聚糖本身具有比表面积大、吸附位点多的特点，有良好的生物相容性，对有机污染物呈现出较好的吸附性能，可有效提高石墨烯的抗生素吸附作用力，而掺入石墨烯的壳聚糖力学性能也得到很好的改善［43］。无机材料能够赋予石墨烯材料新性能，在石墨烯材料中掺入磁性纳米颗粒制成石墨烯磁性复合材料，通过外加磁场进行磁分离，可有效回收吸附饱和后的石墨烯材料；而在石墨烯表面负载TiO2可制成石墨烯TiO2复合光催化剂，能对抗生素进行光催化降解。但石墨烯与其他材料复合后，石墨烯层不可避免地发生堆叠，吸附速率会有所降低［43］。

Ji等［37］对比了石墨烯、碳纳米管和活性炭对四环素类药物的去除效果，得出各吸附剂对四环素类抗生素的亲和力由弱到强依次为活性炭、多壁碳纳米管、石墨烯／单壁碳纳米管，其对四环素类抗生素的吸附分配系数依次为 103～104、103～ 104、103～105L ／kg和 104～106L ／kg。Ji等［19］还将这几种吸附材料对磺胺类抗生素的吸附效果进行了比较，结果表明，不同吸附材料对磺胺类抗生素的吸附能力主要与吸附材料的比表面积大小有关，由弱到强依次为石墨烯、碳纳米管、活性炭。

1.4 生物质炭

生物质炭是指生物质在高温限氧条件下炭化、分解后得到的含碳固体物质，其原料通常以秸秆、木屑、杂草、畜禽粪便等农林废物为主［44］。生物质炭的种类及性质因其制备原料和环境条件不同而不同，不同的生物质炭通常具有不同的比表面积、化学组成和表面特征。一般来说，生物质炭化时的温度越高，其比表面积越大，芳香化程度越深，表面疏水性和吸附能力也越强［45］。

生物质炭通常是三维结构，颗粒直径在nm～μm［46］，化学性质和生物性质稳定；具有多孔性和芳香化合物的结构特点，比表面积大（2～776 m2／g），同时也具有丰富的羧基、羰基等表面基团，对抗生素类有机污染物具有较好的吸附去除效果。赵亚平［47］研究了玉米秸秆生物质炭吸附金霉素的效果，结果表明，玉米秸秆转化成生物质炭的产率为30.23%，制成的生物质炭比表面积可达285 m2／g。在低浓度条件下，玉米秸秆生物质炭对金霉素的去除率可达到90%以上，且解吸率低，其吸附机理以表面吸附、微孔捕获和静电吸附等物理吸附为主，吸附作用受玉米秸秆生物质炭的比表面积、孔径分布和表面基团的影响。

此外，研究表明，生物质炭对极性抗生素的亲和力强于非极性抗生素，对平面结构的抗生素也比对非平面结构抗生素的吸附力强一个数量级，同时，生物质炭对抗生素的吸附作用力也随自身芳香性的增加而增强［48］。

1.5 各碳质材料吸附抗生素的性能对比

为了直观对比活性炭、碳纳米管、石墨烯与生物质炭对抗生素的吸附效果，将四种不同碳质材料吸附抗生素相关研究结果及应用特点总结如表1所示。

表1 各碳质材料对抗生素的吸附性能对比Tab.1 Comparison of Adsorption Performance for Antibiotics among Carbonaceous Materials

2 碳质材料吸附抗生素的影响因素

碳质材料对水体中的抗生素吸附效果受溶液的pH值、温度和溶液中其他组分的种类和浓度等因素的影响。

2.1 pH值

碳质吸附材料的表面官能团电荷和抗生素的化学形态与溶液中的pH值密切相关，改变pH值可以影响碳质吸附材料和抗生素两者之间的作用力（如疏水作用、静电作用、氢键和π-π键等）及pKa和抗生素在水中的存在形式，从而影响碳质吸附材料对抗生素的吸附性能。

不同的碳质材料对抗生素的吸附性能随pH值的升高呈现不同的变化趋势。硝酸改性颗粒活性炭在pH位于等电点附近（pH值＝pHpzc值＝4）时对阿莫西林的去除率最高，而热改性颗粒活性炭（pHpzc值＝5.9）则在pH值＝3时对阿莫西林的去除率最高，之后这两种吸附材料对阿莫西林的去除率随着pH的升高而逐渐下降［34］。磁化碳纳米管对罗红霉素的吸附量在pH值＝1～7时逐渐下降，在pH值由7升高至11时，吸附量又逐渐上升［39］；当pH值由3升至11时，磁性介孔碳纳米复合材料对环丙沙星的吸附量呈现先上升后下降的趋势，并在pH值＝8时，吸附量最高［36］。此外，研究表明，当pH值＝2～4时，玉米秸秆生物质炭对金霉素的吸附量随着pH值的升高而增大，当pH值＝4～10时，生物质炭对金霉素的吸附量几乎无变化，同时也发现玉米秸秆生物质炭对偏酸性的溶液缓冲能力明显，对偏碱性溶液也有一定的缓冲作用［47］。当进水pH值＝4～10时，其出水 pH 值介于8.47～9.51，它对金霉素的吸附量可能与其对溶液pH的缓冲作用有关。

2.2 温度

吸附反应过程通常是放热反应，较低的温度有利于碳质材料对抗生素的吸附。但在吸附过程达到平衡状态前，温度升高能够加快抗生素由溶液中扩散到吸附剂表面的速度，可以增加与碳质材料表面的反应速度［76］。

例如，当温度高于35℃时，Fe改性活性炭和未改性活性炭对头孢拉定的吸附量随温度的升高而降低［33］，而未改性活性炭对加替沙星的吸附量随着温度的升高而增加。玉米秸秆生物质炭对金霉素的吸附作用受温度影响也十分显著［47］，温度升高可以极大地促进玉米秸秆生物质炭对金霉素的吸附量，其吸附等温线由“L”型逐渐趋于线型。

大多数情况下，温度对吸附过程的影响并不明显，因此，吸附操作常发生在常温条件下。当温度在25～40℃时，Fe改性活性炭和未改性活性炭对头孢拉定的去除率分别保持在81.3%和70%以上，在该温度区间内的去除率波动低于5%，受温度的影响较小［33］。

2.3 离子强度

离子强度可以改变碳质材料和抗生素表面的化学形态，对两者之间的作用力起到增大或减弱的作用。电解质离子也会与抗生素竞争碳质材料表面的活性位点，或者通过影响抗生素在水体中的溶解度而改变其在碳质材料表面的吸附状态。

凌晶等［23］的研究发现，溶液中的Na＋不仅对水体中的阳离子表面活性剂起到静电屏蔽作用，还可以影响磺胺二甲嘧啶的活度常数，能够有效促进磺胺二甲嘧啶在多壁纳米碳管表面的吸附。该结果与汪涛等［77］和赵亚平［47］的研究结论刚好相反。在多壁碳纳米管吸附罗红霉素的研究中，随着NaCl浓度的升高，多壁碳纳米管对罗红霉素的吸附呈先下降再上升的趋势［39］，与Ca2＋对活性炭吸附加替沙星的影响规律一致［31］。离子强度对碳质材料吸附抗生素的影响程度还受抗生素初始浓度的影响，通常抗生素初始浓度越高，吸附量受离子强度的影响越大。采用玉米秸秆生物质炭吸附活金霉素的研究中，当金霉素初始浓度增大5倍时，离子强度每升高一个单位，吸附量将降低约 20倍［47］。此外，文献报道表明，Na＋与Fe3O4／C之间的静电作用可以忽略，磁性碳纳米复合材料对环丙沙星的吸附量几乎不受Na＋的影响［36］。

除了pH值、温度和离子强度外，碳质材料对抗生素的吸附效果还受投加量、固液比和抗生素初始浓度的影响，通常投加量越大、固液比越高、抗生素初始浓度高，吸附平衡时间越短，碳质材料对抗生素的吸附量也越大。

3 吸附等温线和动力学

为深入了解碳质材料对抗生素的吸附机理及吸附过程，研究者们将碳质材料吸附抗生素参数与各吸附等温方程和动力学方程进行拟合。结果表明，大多数的碳质材料对抗生素的吸附过程与Langmuir型［36，39］或 Freundlich 型［17，33-34，39］等温方程的拟合性最好，吸附过程以非线性过程为主。通常Freundlich吸附等温线方程对应着物理吸附，是多分子层吸附，为放热过程；符合Langmuir吸附等温线方程的吸附过程对应着化学吸附，以单分子层吸附为主，是吸热过程［39］。但有的碳质材料吸附抗生素的过程与Langmuir和Freundlich等温线方程均有很好地拟合性，甚至也能够同时很好地拟合Temkin和Henry方程中的一种或多种等温方程［9，17，31，33-34，39，77］，这说明碳质材料对抗生素的吸附过程同时存在物理吸附和化学吸附等多种吸附机理。一般来说，碳质材料吸附抗生素的过程是由抗生素在碳质材料的表面分配作用及其在碳质材料内部扩散作用共同决定的，当表面分配作用为主导时，抗生素在碳质材料表面的吸附过程是一个非线性过程；反之，当内部扩散作用占主导时，吸附过程是一个线性过程［31］。

研究者采用准一级动力学方程、二级动力学方程、Elovich方程和颗粒内扩散动力学方程等描述了碳质材料吸附抗生素的吸附动力学过程。研究表明，二级动力学方程［33-34，36，39，77］是拟合碳质材料吸附抗生素过程的主要模型，该动力学模型描述了所有的外部液膜扩散、表面吸附和颗粒内扩散等的吸附过程，说明碳质材料对抗生素的吸附效果是多个吸附机理共同作用的结果。碳质材料对抗生素的吸附过程可分为迅速上升、较快上升和缓慢平衡三个阶段［39］。其中，迅速上升和较快上升两个吸附阶段主要与抗生素浓度和碳质材料表面的活性点位数量有关，而缓慢平衡阶段则受碳质材料的内部孔隙结构如孔径大小和排列方式等的影响［47］。通常碳质材料的孔径越小，抗生素在孔内扩散的速度越慢，吸附平衡时间越长，且只有尺寸小于孔径的抗生素分子才能被吸附［31］。

为了直观对比不同活性炭、碳纳米管、石墨烯与生物质炭对抗生素的吸附过程，将各碳质材料对典型抗生素的吸附动力学及吸附等温线的拟合参数总结如表2所示。

表2 碳质材料对抗生素的吸附动力学和吸附等温线模型拟合参数Tab.2 Fitting Parameters of Equilibrium Isotherms and Adsorption Kinetics for Antibiotics with Carbonaceous Materials

续 表

4 研究展望

碳质材料在抗生素污染饮用水净化中的应用日益广泛，但有关研究工作仍需在以下几个方面进一步加强。

（1）碳质材料仍以活性炭等传统吸附材料为主，对石墨烯、碳纳米管和生物质炭等新型低成本碳质材料的应用研究较少，同时碳质材料的应用方式仍以传统的固定式吸附床为主。因此，今后可尝试加大新型碳质材料的研制力度，并开发碳质材料在饮用水吸附净化中的新型应用模式。

（2）经改性的碳质材料对抗生素的吸附容量和选择性得以改善，但现有的改性方式相对单一，成本较高，在工程应用中存在一定局限性。可适当寻求一种新型碳质材料的复合改性方法，降低改性成本，便于其在工程中推广应用。

（3）在净化抗生素污染的研究中，目前主要研究了单一碳质材料吸附技术，且研究内容以碳质材料对抗生素的吸附作用为主，对碳质材料与膜过滤、光催化和化学氧化等技术联用的研究较少，也忽略了碳质材料的导电性能和催化性能等在抗生素去除中的作用。因此，需要开发碳质材料与其它技术结合的联用技术及碳质材料除吸附性能以外的特性，充分发挥各水处理技术和碳质材料各特性对抗生素的协同去除作用。

（4）当前的研究成果大多是在实验室操作条件下得出的，采用的抗生素微污染水也基本是由人工配制而成的模拟水质样本。鉴于自然水体样本与模拟水质样本之间存在不小差异，碳质材料对自然水体样本的净化过程也受其他水质组分和环境条件等因素的影响，因而，现有的碳质材料吸附抗生素的研究成果在实际应用中仍有待验证。

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