目前，隨著人們對健康意識的提高，藥物及個人護理品(pharmaceutical and personal care products，PPCPs)被廣泛使用，主要包括各種處方和非處方藥，如抗生素、止痛藥、消炎藥以及香料、化妝品、洗液等。這些產品在滿足人們需求的同時，隨之而引發的公共健康、安全問題以及環境風險也備受關注〔1〕。

　　水體中的PPCPs主要源于污水處理廠污水和醫院廢水的排放。傳統的污水處理工藝很難有效地將污水中PPCPs徹底去除〔2〕，致使大部分PPCPs以痕量水平廣泛存在于水環境和土壤中，從而引發生態危害，如：內分泌失調和細菌耐藥性〔2〕;與此同時，大部分PPCPs的代謝產物都具有生物活性，即使濃度較低也可對生物和微生物產生危害〔3〕，故有必要對水中的PPCPs進行污染控制。目前，對于水中污染物的去除技術，除了常規的混凝、沉淀、過濾工藝和活性污泥法以外，出現了各種深度處理技術，如高級化學氧化技術、吸附法、膜技術、超聲波法等〔4, 5, 6, 7, 8〕。其中，吸附法因具有高效去除環境污染物和不產生副產物的優點，成為去除PPCPs的研究熱點。筆者對碳材料吸附水體中的PPCPs的相關吸附機理及研究進展情況進行了簡要論述。

　　1 碳材料對水體中PPCPs的吸附機理

　　目前，對水中PPCPs的吸附以碳化物材料居多，如活性炭、碳納米管。通常，PPCPs在碳質材料表面的吸附是物理吸附和化學吸附共同作用的結果，吸附性能主要由碳材料的物理結構和孔表面的化學性質所決定，即碳材料比表面積、孔結構和表面基團都可能直接影響其對目標物的吸附能力。因此，吸附作用主要基于π-π電子供體-受體(π-πEDA)理論、氫鍵理論、靜電作用和疏水作用。

　　1.1 π-π電子供體-受體理論

　　π-π電子供體-受體(π-πEDA)作用是當前碳化物吸附PPCPs過程的主要作用機理〔9, 10, 11〕。其作用過程為PPCPs(特別是抗生素類藥物)上的芳香環和不飽和結構(如磺胺基、胺基和酮基等)作為π電子受體，而碳化物上垂直于其表面的各原子所形成的π軌道作為電子供體〔12〕，進而形成π-π電子供體-受體作用。

　　由于碳材料表面電荷和PPCPs離解情況直接受溶液pH的影響，因此一定的溶液pH下，EDA作用可被增強，繼而使吸附作用增強〔13, 14, 15〕。以磺胺甲惡唑為例，研究表明，當其與碳納米管表面均處于零電荷狀態時，其分子結構中的苯環與兩端連接的胺基和磺胺基對碳納米管上苯環上的電子具有吸引作用，使得π-πEDA作用增強;然而，對碳納米管進行氧化處理，其表面產生的羧基官能團具有較強的接受π電子能力，從而削弱了磺胺甲惡唑與碳納米管之間的π-πEDA作用，導致磺胺甲惡唑的吸附量降低，這也進一步證明了π-πEDA作用是吸附過程的主要作用機理〔16〕。圖 1對磺胺甲惡唑在碳材料表面基于π-πEDA作用的吸附情況進行了描述。

 圖 1 π-π電子供體-受體作用機理

　　1.2 氫鍵作用

　　氫鍵作用是碳材料吸附PPCPs污染物的又一主要機理。碳材料表面含有羧基、內酯基和酚羥基等含氧官能團，這些基團與有機污染物中的苯環電子易形成氫鍵，從而增強了碳材料對PPCPs的吸附能力〔10〕;同樣，碳材料表面的苯環作為電子供體與有機化合物的含氧官能團也可形成氫鍵〔16〕。

　　研究表明，磺胺類藥物在自然土壤、腐殖質和黏土礦物質中的吸附是由磺胺類藥物和極性吸附劑之間的氫鍵所控制，這種作用過程在碳材料吸附磺胺類藥物時也得到了證實〔17〕。并且，當氫鍵作用是主要的吸附機理時，增加碳材料表面的含氧官能團，可以增加其吸附量〔13, 18〕。

　　以甲氧芐啶為例，其在碳材料表面基于氫鍵作用的吸附情況如圖 2所示。

 圖 2 氫鍵作用機理

　　1.3 靜電作用

　　溶液pH直接影響著碳材料表面基團和PPCPs的離解情況，當其與碳材料的等電點(pHpzc)和PPCPs的解離常數(pKa)不同時，碳材料表面會帶有一定的正/負電荷，同時PPCPs污染物也會發生質子化或去質子化而帶電，此時二者之間便產生了靜電作用〔7, 19〕。

　　當靜電作用是碳材料吸附PPCPs污染物的主要作用機理時，通過比較溶液的pH、吸附質的pKa和碳材料的等電點pHpzc，可推測吸附作用的大小。當pH>pKa和pHpzc或pH

　　以活性炭(pHpzc>5)吸附磺胺甲惡唑(pKa=4.51〔20〕)過程為例，當溶液pH=5時，活性炭將帶正電，而堿性磺胺基團中的氨基(—NH2)會發生去質子化帶負電，此時，活性炭與磺胺甲惡唑之間的靜電作用如圖 3所示。

 圖 3 靜電作用機理

　　1.4 疏水作用

　　碳材料表面通常分布著一定的疏水位點，使得疏水作用成為碳材料吸附疏水性有機物的又一個作用機理〔19, 21, 22〕。這種作用機理通常發生在芳香族化合物和碳材料表面的石墨層之間，被稱作是π-π電子堆積機理，主要是π-π色散作用，即化合物本身芳環π電子與碳材料局部石墨層π電子之間存在的π-π色散作用〔17〕。

　　疏水作用過程受到很多因素影響，當碳材料在體系中處于凈電荷密度為0，即其表面的含氧基團不發生電離，同時目標物PPCPs處于分子態時，二者之間表現為最強的疏水作用，吸附量最大〔13〕;而當吸附質解離帶電或碳材料帶電時，疏水作用會明顯受到抑制。同時，當碳材料表面鍵合一定數量的含氧官能團時也會影響疏水作用過程，這主要是因為：一方面官能團改變了碳材料表面的濕度，增加了親水性，使其更容易吸附分子質量相對較低的化合物和極性化合物〔23, 24〕;另一方面官能團可能會增加碳材料的分散阻力，減少碳材料表面的吸附位點和吸附親和力，進而降低對有機物的吸附能力〔25, 26〕。此外，研究表明，PPCPs污染物的辛醇-水分配系數KOW越高，有機物疏水性越強，碳材料吸附PPCPs污染物的效果越好〔9, 27〕。

　　以四環素為目標污染物，其與碳材料之間的π-π色散作用過程如圖 4所示。

 圖 4 π-π色散作用機理

　　2 碳材料對水體中PPCPs的吸附研究進展

　　2.1 活性炭吸附研究進展

　　活性炭吸附PPCPs主要基于π-πEDA作用、靜電作用和氫鍵作用等機理。其吸附過程主要受到工況參數(活性炭投量和顆粒尺寸、接觸時間、目標物濃度等)和體系參數(pH、陰離子、陽離子、溶液溫度等)的影響。

　　研究表明，隨著活性炭投量和接觸時間的增加，PPCPs的去除效率隨之增大〔19, 28, 29〕。S. W. Nam等〔19〕研究了9種微污染物(包括6種PPCPs、2種殺蟲劑和1種內分泌干擾物)在活性炭上的吸附特性，結果表明，增加活性炭的投量和接觸時間能最大程度地去除這些污染物;并得出，當其初始質量濃度為100 ng/L時，活性炭的最佳投量為5 mg/L，最佳接觸時間為4 h，此時對這9種微污染物的去除率為90%。N.Nowotny等〔29〕研究了10種PPCPs在粉末活性炭和顆粒活性炭上的吸附情況，結果表明，粉末活性炭的負載量比顆粒活性炭要高1倍，且當其投加量為10 mg/L時，吸附效率最高。H. R. Pouretedal等〔30〕在采用活性炭吸附阿莫西林、頭孢氨芐、四環素和青霉素時發現，當活性炭投量為0.4 g/L，接觸時間為8 h時，隨藥物初始質量濃度(20～200 mg/L)的增加，前2種目標物去除率迅速降低，而后2種目標物的去除率變化不大。此外，炭的材質也會影響PPCPs在活性炭上的吸附。K. J. Choi等〔27〕發現，相比椰殼炭，磺胺類抗生素在煤質炭上的吸附效果更好。

　　pH是控制活性炭吸附PPCPs過程的一個關鍵因素。A. S. Mestre 等〔7〕采用2種活性炭(CAC、CPAC)對布洛芬進行吸附，結果表明，當pH為2和4時，2種活性炭對于布洛芬的去除率均高于90%。S. W. Nam等〔19〕指出，活性炭吸附去除PPCPs的理想pH范圍是7～9，其中對磺胺甲惡唑吸附的最佳pH是7。J. Rivera?鄄Utrilla等〔31〕研究了活性炭對3種四環素類藥物的吸附行為，結果表明，活性炭對四環素的吸附主要基于π-π色散作用，吸附容量可達65～471mg/g，pH是影響吸附容量的直接因素。此外，Yuanyuan Sun等〔32〕還發現，一定的溶液pH下，Ni(Ⅱ)的存在會促進環丙沙星在活性炭上的吸附。

　　PPCPs在活性炭表面的吸附也受活性炭的性質和結構的影響。Hai Liu等〔10〕通過研究指出，不同磷酸活化處理的活性炭對甲氧芐啶的吸附能力不同，吸附親和力隨如下順序減小：AC-H4P2O7>AC-H3PO4 >AC-H3PO3>AC-HPO3;此外，Liangliang Ji等〔9〕研究了磺胺甲惡唑、四環素和泰樂霉素在微孔活性炭上的吸附情況，結果表明，較小尺寸的磺胺甲惡唑在微孔活性炭上的吸附效果較好，然而，由于空間位阻效應，體積較大的四環素和泰樂霉素在微孔活性炭上的吸附效果較差。

　　2.2 碳納米管吸附研究進展

　　碳納米管(carbon nanotubes，CNTs)吸附PPCPs(特別是抗生素類藥物)的機理主要是疏水作用、π-π電子供體-受體作用，因此，CNTs吸附PPCPs的過程主要受CNTs的物化性質(孔結構和官能團)和體系參數(pH)的影響。

　　CNTs結構和官能團直接影響著其對PPCPs的吸附過程。Liangliang Ji等〔11〕發現，四環素在碳納米管上的吸附親和力比活性炭大，并且單壁碳納米管比多壁碳納米管吸附PPCPs的效果要好。H. H. Cho等〔33〕研究發現，由于單壁碳納米管特定的表面積，布洛芬和三氯生在單壁碳納米管上的吸附量明顯高于多壁碳納米管。此外，Di Zhang等〔16〕采用3種功能化碳納米管〔羥基化納米管(MH)、羧基化納米管(MC)、石墨烯納米管(MG)〕對磺胺甲惡唑進行吸附，結果表明，當pH約為3.7時，由于磺胺甲惡唑是強π電子受體，同時MC上的羧基官能團使MC也成為強π電子受體，故削弱了MC對目標物的吸附;然而，此時MH上的羥基官能團使MH成為π電子供體，進而促進了MH對目標物的吸附。可見，碳材料表面的官能團會影響PPCPs的吸附過程。對于氧氟沙星和諾氟沙星在功能性碳納米管上的吸附也得到了同樣的結果〔34〕。

　　吸附體系的pH也會影響CNTs對PPCPs的吸附效果。當pH為6.5～7.0時，CNTs對三氯生的去除率可達97%〔35〕。H. H. Cho等〔33〕研究了pH對多壁碳納米管吸附布洛芬的影響，結果表明，當pH=7時，多壁碳納米管和布洛芬分子表面帶有負電荷而表現為靜電斥力，從而吸附量減少;另外，與pH=7時相比，pH=4時碳納米管對布洛芬的吸附容量增大了2倍，主要原因是pH=4低于布洛芬的解離常數，布洛芬表面帶有正電荷，與碳納米管表面電荷相反，表現為靜電吸引力。Di Wu等〔36〕在研究Cu2+和磺胺甲惡唑在碳納米管上共吸附時發現，當pH為1和3.5時，Cu2+和磺胺甲惡唑在碳納米管上有各自的吸附位，低濃度的Cu2+不會影響磺胺甲惡唑的吸附，Cu2+和磺胺甲惡唑保持著各自在碳納米管上的吸附行為，然而此pH下高濃度的Cu2+會促進磺胺甲惡唑的吸附，原因是較高濃度的Cu2+會產生鹽析效應，進而促使磺胺甲惡唑在碳納米管上的吸附能力提高;當pH=6.5時，吸附在碳納米管上的磺胺甲惡唑結構中的苯環處于缺電子狀態，此時，Cu2+會對其進行電子補償，形成絡合物，促進了低濃度的Cu2+在碳納米管上的吸附。Haibo Li等〔37〕的研究結果表明，環丙沙星在碳納米管上的吸附主要也是受pH的影響。

　　碳納米管吸附除了受其物化性質和體系參數的影響外，還會受到外界因素的影響，如溶解性腐殖酸可以促進碳納米管分散，增加其比表面積，繼而增強磺胺甲惡唑在懸浮碳納米管上的吸附〔38〕。具體參見http://www.dongaorq.cn更多相關技術文檔。

　　3 結論與展望

　　PPCPs的污染問題日益嚴重，利用碳化物材料能夠有效地從水體中去除PPCPs，其中活性炭和碳納米管是2種被廣泛關注的材料，特別是碳納米管，作為21 世紀最有前途的納米材料之一，在水處理方面已顯示出前所未有的應用前景。然而，對于采用這2種材料吸附去除PPCPs仍有很多問題值得深入研究，如活性炭對大分子物質吸附效能的提高、再生回用問題的解決以及碳納米管生產與應用過程中產生的環境污染的減少和控制等，因此，未來對碳化物材料的改性與環保控制有待深入研究。