近20年，藥物作為水體中的一類新污染物，受到越來越多的關注，但相關的指令和法律框架尚未設置。針對水中藥物類污染物的去除，目前已經研究了多種傳統和先進的水處理工藝。值得注意的是，在過去幾年中，納米技術的修復應用受到了極大的關注，并逐漸成為研究的焦點。特別是碳基納米材料如活性炭、生物炭、碳納米管、石墨烯及氧化石墨烯等，在去除水中藥物污染物領域得到了廣泛研究。
1、水體中藥物類污染物現狀
1.1 水體中藥物類污染物的源和匯
在水體中常被檢測出的藥物可分為以下幾類：①消炎藥和止痛藥（撲熱息痛、阿司匹林、布洛芬和雙氯芬酸等）；②抗抑郁藥（苯二氮䓬類等）；③抗癲癇藥（卡馬西平等）；④降血脂藥（貝特類等）；⑤β-受體阻滯劑（阿替洛爾、普萘洛爾和美托洛爾等）；⑥抗潰瘍藥和抗組胺藥（雷尼替丁和法莫替丁等）；⑦抗生素類藥（四環素、大環內酯類、β-內酰胺類、青霉素、氯霉素、喹諾酮類、磺胺類、氟喹諾酮類和咪唑類等）；⑧其他藥物（巴比妥鹽類、安非他命類及麻醉劑等）。
藥物進入環境的途徑主要有：①通過垃圾進入；②通過人類或動物的排泄物進入；③制藥廠和醫院產生的含藥物污染物的廢水排放而進入。然而，由于藥物的分子結構復雜且濃度低，傳統的污水處理廠利用生物處理法不足以有效破壞這類有機化合物，因此這類污染物最終被排放到外界水體，并在水環境中被檢出。全球范圍內地表水和地下水中高檢出率藥物濃度見表1。
1.2 藥物類污染物的毒性
在較低的環境濃度（ng/L）下，藥物就可以引起特定生物體的反應，也可能引起非靶向生物體的反應。連續進入環境中的藥物類污染物可能發生累積并對野生動物和人類造成不可逆的傷害，因此不能忽視藥物污染物的慢性毒性及影響。不同種類的藥物污染物對生物體的不利影響也不同。萘普生可能會增強片腳類動物體內蛋白質和脂質的氧化，并對DNA造成氧化損傷。抗生素如四環素類、喹諾酮類可通過配位作用與銅、鋅、鎘等重金屬發生絡合作用，形成各種絡合形態的混合物，可能導致更強的協同毒性。咖啡因可能導致金魚內分泌干擾，卡馬西平可能導致虹鱒和金魚的氧化應激反應。此外，這些有毒化學品的協同效應更令人擔憂。
2、水中藥物類污染物的去除技術
為了評估藥物對人體的暴露水平和潛在風險，并設計更有效的處理系統，必須了解藥物在不同系統中的處理機制。研究表明，傳統的飲用水處理廠和污水處理廠不能有效去除藥物類污染物，需要采用深度處理技術，如吸附技術、臭氧氧化技術、輻射技術、電化學氧化技術及膜過濾技術等。
Rivera Utrilla等總結了活性炭（ACs）吸附和高級氧化技術（臭氧氧化、UV輻射、γ輻射和電化學氧化）對水中藥物的去除效果。結果表明，經磷酸活化的ACs對藥物的吸附量可達345mg/g，γ輻射為70%～100%，臭氧高級氧化為40%～99%，UV輻射為20%～100%。Feng等總結了電化學氧化法去除消炎止痛藥的研究進展，強調了基于電化學的高級氧化技術處理藥物等微污染物的可能性。其中不可忽視的問題也很多，如高級氧化可能會產生毒性更高或持久性的氧化副產物，而且對于低濃度的污染物，依靠增加氧化劑的投加量或延長加電時間來達到礦化目的在經濟上不可行。膜過濾法（納濾和反滲透）雖然不需要添加藥劑就可去除大部分污染物，但是存在設備運行費用高、前處理要求較高、膜截留能力隨水中天然有機物的堵塞而降低，以及處理后濃縮液處置等問題。
吸附是一種有效去除水中有機化合物的技術，其優勢在于初始投資成本低、反應器設計簡單、操作簡便和無有毒或藥理活性的產品生成等。由于ACs比表面積較高且更易獲得，因此，它作為吸附劑在藥物去除方面的研究較多。ACs的去除性能取決于吸附劑的物理化學性質（表面積、孔徑分布、表面電荷、氧含量）以及吸附質的性質（分子大小、電荷和疏水性），其中疏水作用是ACs吸附體系中有機物去除的主要機制。由于疏水作用，ACs可以有效去除大部分非極性有機化合物。因此，ACs吸附劑表面對疏水性藥物具有很高的親和力，而親水性藥物不易被吸附。由于ACs類似于樹狀的孔結構，較小的藥物分子更易擴散到ACs的孔內，而較大的藥物分子較難進入并吸附在其表面。另外，ACs按粒徑大小可分為粉末ACs和顆粒ACs兩大類，粉末ACs往往吸附量較高，但存在難分離的問題；顆粒ACs雖然易于分離，但不適合吸附大分子親水性有機污染物。
當ACs吸附技術在水處理中應用時，除了吸附性能，另外一個需要考慮的重要問題是其再生性能。再生的主要目的是去除吸附的污染物，恢復吸附劑原有的吸附能力。除了完全去除吸附物外，再生過程不應該改變ACs的多孔結構，也不應造成嚴重的質量損失，保證ACs可以多次重復利用以提高再生處理的經濟可行性。雖然目前已經有大量關于提高吸附劑再生性能這方面的研究，但所提出的方法一般不能完全恢復ACs的吸附能力，或者吸附能力是以嚴重的質量損失為代價獲得的。因此，針對水中藥物類污染物，不但亟需開發更有效的吸附劑，而且需要建立相應的再生方法（新方法或改進現有的傳統再生方法）。
3、碳基納米材料對水中藥物的吸附
目前，許多納米材料已被用于探索其在水處理方面的應用。其中，無機納米材料主要用來吸附重金屬等污染物，而碳基納米材料對有機污染物的吸附效果顯著。因此，碳基納米材料是研究去除水中藥物類污染物的首選。去除藥物類污染物的碳基納米材料包括超細ACs/生物炭（BC）、碳納米管（CNTs）、石墨烯和氧化石墨烯（GO）。
3.1 活性炭
ACs是目前在水處理中應用最廣泛的吸附劑之一，具有成本低和適用性廣等特點。ACs中的官能團如羧基、羰基和酚羥基等在吸附過程中起主要作用，適當的熱處理或化學處理可以改變ACs表面官能團的濃度和性質，以改善其對特定污染物的去除性能。
為了進一步提高ACs的吸附量，可以通過濕法球磨制備出超細的ACs和BC，增大其比表面積，使大分子污染物（如天然有機質）更容易進入內部微孔，從而達到快速吸附和高吸附量的目的。還有許多文獻考察了制備ACs的前體物、孔徑分布和SSA等多種因素對其吸附藥物性能的影響。據報道，以廢塑料為前體物制備的ACs具有足夠的微孔，但對撲熱息痛的去除率較低，而以生物質為前體物制備的ACs具有大量的微孔和介孔，而且親水性更強，對撲熱息痛的吸附速度更快，吸附量更高。ACs中的介孔起到傳輸的作用，保證污染物進入孔內。微孔內的活性位點起到吸附污染物的作用，因此，孔尺寸和污染物大小都會影響ACs的吸附量。Mestre等研究了吸附劑不同孔徑分布對藥物吸附的影響，結果表明，經化學活化的ACs具有發達的微孔結構，能夠去除80%～100%的小分子藥物，如布洛芬、撲熱息痛、阿司匹林和氯貝酸，而具有介孔結構和更高微孔體積的ACs對大分子藥物（如碘帕醇）則具有較好的去除效果。Bernardo等的研究表明，具有更大SSA的商業ACs對雙氯芬酸的吸附量高于以馬鈴薯皮為前體物制備的ACs。Bhadra等發現，與未氧化的ACs相比，氧化后的ACs雖然比表面積較低，但是含有更多的酸性官能團，因此，對雙氯芬酸鈉的吸附量更高。
3.2 生物炭
BC是生物質熱解后生成的碳材料，不同碳化程度的BC產物可作為燃料和吸附劑等，可以減少腐爛生物質的溫室氣體排放量，因此，生物炭具有明顯的碳匯價值。由于BC具有來源廣泛、價格低廉和制備簡單等優點，因此被認為是一種有應用潛力的吸附劑。BC可以吸附有機物和一些無機金屬離子，在水凈化和土壤修復方面具有潛力。此外，BC也可以作為一種低成本的吸附劑，取代煤質和木質活性炭，果殼、橡木樹皮、松樹皮和玉米秸稈等都可以作為BC的碳化前體物。生物法（厭氧消化、水解和發酵）和加熱法（燃燒、熱解、液化和氣化）均可用于生物質轉化成燃料和副產品，其中熱解法最為常用，即在沒有空氣的情況下，生物質被緩慢加熱到500℃左右，氣體停留時間為5～60min。
由于BC的比表面積和孔容遠遠小于ACs，為了提高其吸附能力，一些研究對BC前體物的選擇和活化條件進行了優化。Zhu等將水熱法（300℃）合成的BC在N2保護下于300～700℃范圍內進行熱活化，研究結果表明，活化后的BC其灰分含量、比表面積、孔體積和芳香性隨活化溫度的升高而升高，而其極性卻隨著活化溫度的升高而降低。活化溫度越高，BC對四環素（TC）的吸附量越大。有機物在BC上的吸附與BC的芳香度、極性指數和孔隙度密切相關。Liu等利用酸和堿活化后的BC吸附四環素，相對于酸活化的BC，堿活化的BC具有更大的比表面積和更高的吸附量（58.8mg/g）。研究表明，比表面積和含氧官能團是影響TC吸附的重要因素，而溶液pH對吸附的影響不大。
3.3 碳納米管
碳納米管（CNTs）有單壁碳納米管（SCNTs）、雙壁碳納米管（DCNTs）和多壁碳納米管（MCNTs）三種形式，制備方法主要有電弧放電（EAD）、激光燒蝕（LAB）和化學氣相沉積（CVD）三種。
與ACs和BC相比，CNTs具有明顯不同的物理化學性質。CNTs不僅具有質量輕、π-π鍵豐富、比表面積大、熱穩定性和化學穩定性強的特點，而且具有優良的力學和電學性能，因此CNTs在吸附去除水中藥物類污染物方面具有應用潛力。CNTs的吸附性能取決于吸附位點、表面積、孔徑分布、純度和表面官能團等因素。然而，由于強烈的范德華力作用，CNTs在有機溶劑或水中易團聚成束，分散性較差。因此，需要對CNTs進行修飾以提高CNTs對藥物類污染物的吸附性能。CNTs上的含氧官能團（如—OH、—C=O和—COOH）對其吸附容量具有一定影響，可以通過酸、臭氧和等離子體等氧化方法將這些官能團修飾在CNTs上，也可以通過熱處理法將其去除。含氧官能團可以改變CNTs表面的潤濕性，從而使CNTs更親水，更適合吸附分子質量較低的極性化合物。
水中污染物在CNTs上的吸附不僅增加了CNTs的毒性，而且影響了污染物的遷移和歸趨，因此很多學者開展了水中有機污染物在CNTs微觀界面的吸附過程研究。據報道，CNTs對水中芳香族化合物和藥物類污染物都有較強的吸附性，吸附機理也很復雜，多種作用力參與了吸附過程。這些基礎研究的目的是掌握CNTs如何影響有機污染物在水環境中的遷移和歸趨，從而評價它們的環境風險。另一方面，近幾年CNTs、改性CNTs和CNTs復合材料作為吸附劑去除水中的有機物開始得到應用。
經KOH活化后的SWNTs和MCNTs上具有貧電子和富電子的石墨化表面，三種抗生素（磺胺甲口惡唑、四環素和泰樂菌素）可以通過π-π電子供體與電子受體（π-πEDA）相互作用吸附在其表面。四環素和泰樂菌素分子上質子化的氨基，可以促進其與CNTs上具有π-電子的石墨化表面發生陽離子π鍵作用，從而呈現較高的吸附量。研究表明，卡馬西平在MWNT-COOH上的吸附接近單層吸附。根據平面卡馬西平的取向，單層覆蓋量約181～195mg/g。π-π堆積能很好地解釋卡馬西平在CNTs上的吸附機理，與一個或多個苯環的有機吸附質類似，卡馬西平具有平面共軛π電子，可與碳納米管表面的π電子軌道重疊。卡馬西平上的N原子和雜環N是sp2的構型，它們的孤對電子與吸電子的羰基結合，因此，卡馬西平上的酰胺基團具有吸電子能力，其苯環結構也可作為π電子受體。
3.4 石墨烯和氧化石墨烯
最近的研究發現，氧化石墨烯（GO）也是優異的環境吸附材料，它不僅能吸附去除水中的無機污染物，而且對含苯環的有機物也有較好的吸附去除效果。同時，由于GO本身具有豐富的含氧官能團的特殊結構，對其改性可提高其吸附量。Zhao等通過對鈦酸丁酯和GO的劇烈攪拌，將無定形TiO2沉積到GO上制備TiO2-石墨烯復合材料，該材料對TC的吸附在48h內達到平衡，吸附量高達1805mg/g。Wang等研究了GO對藥物的共吸附性能，包括GO對磺胺甲口惡唑和卡馬西平的吸附和解吸效果。研究發現，卡馬西平與吸附劑發生了強烈的π-πEDA相互作用，有助于卡馬西平的去除，且兩種污染物存在互補吸附效果。Chen等采用Hummers法制備了厚度為0.8～1.2nm的GO，并將其用于水中環丙沙星的去除。研究表明，GO對環丙沙星的最大吸附量為379mg/g，環丙沙星在GO上的吸附效果主要受靜電作用的影響。此外，實驗結果還表明，溶液pH對GO的吸附能力有很大的影響，NaCl和CaCl2對環丙沙星的吸附效果也有較強的影響，這可能是GO在溶液中的團聚所致。Ma等用維生素C作還原劑制備了親水性小塊三維石墨烯水凝膠，研究發現，小塊三維石墨烯水凝膠內部含有更多的水分子，對環丙沙星的吸附速度和吸附量均高于大塊三維石墨烯水凝膠，最大吸附量達到236mg/g。
4、碳基納米吸附材料的再生
吸附在碳材料表面的污染物逐漸累積會導致材料的吸附量逐漸減少，直至完全失去吸附能力。再生的主要目的是去除吸附劑上的污染物，恢復吸附劑原有的吸附能力。除了完全去除吸附物外，再生過程不應改變吸附劑的結構，也不應對吸附劑造成嚴重的質量損失。常用的再生方法有溶劑洗脫、高溫碳化、熱氧化和高級氧化（AOPs）等。
4.1 溶劑洗脫再生
溶劑洗脫法具有無質量損失、不會破壞多孔結構而且吸附質回收容易等優點，但是也存在以下缺點：①使用有機溶劑增加了再生成本；②洗脫液富含污染物，毒性通常較高；③再生液后續難以處置。因此，溶劑再生并不是一種環境友好的方法。
有機溶劑再生的基本步驟是從碳吸附材料表面萃取吸附質，從根本上講，是溶劑分子從吸附劑表面置換吸附質分子。再生過程中，溶劑分子可能會殘留在吸附劑表面，再生效果直接取決于各溶劑、吸附劑和吸附質之間的相互作用。甲醇、乙醇和丙酮是最常使用的洗脫溶劑，因為它們能有效地萃取大部分常見的有機吸附質。一旦選擇了溶劑，還需要考慮其在水中的稀釋程度（可節約成本，但存在一定的爭議）。有研究表明，當有機溶劑稀釋20%～60%時，對污染物的再生率最高。但其他研究發現，水和含有極性羥基（乙醇、甲醇）的有機溶劑之間存在強烈的相互作用，阻礙了洗脫液在吸附劑表面上的吸附，從而降低了其再生效率。目前，大多數研究沒有考慮這一方面，因此研究中以純溶劑進行再生為主。溫度對溶劑洗脫再生效果也有影響，在較高的溫度下，脫附速率更快，所以再生效率更高，但較低的溫度又會降低溶解度或阻礙洗脫的吸熱反應發生。雖然稀釋條件和溫度的影響存在爭議，但溶劑流速對固定床萃取的影響是確定的。選擇足夠低的流速，可以保證洗脫過程中的每個步驟（特別是溶劑和污染物的擴散）充分進行。盡管溶劑再生法存在不足，但它仍是一種較有效的方法，對苯酚的再生率高達80%～90%。另外，該方法可以達到快速再生的目的，通常只需要1～2h的再生時間。
4.2 高溫碳化再生
高溫碳化由惰性氣體循環吹掃吸附飽和后的吸附劑進行再生，加熱溫度逐步達到800～1000℃。當加熱至500～520℃時，再生過程中吸附劑可分解一些含氧表面基團。由于吸附劑再生過程中氣化會形成氣體，因此，吸附劑的質量損失約為2.5%～5.9%，同時，比表面積和微孔體積可減少10%左右。
在加熱過程中，脫附發生在不同階段，因此需要分析每個階段的產物。吸附的污染物發生分解，會產生一些揮發性的碎片，隨后這些碎片解吸，在吸附劑表面產生燒灼后的碳聚合物，碳聚合物的沉積則會導致殘渣的形成。大多數吸附質經過上述處理后會在吸附劑表面產生殘渣，影響吸附劑的活性。因此，再生后有必要對殘渣進行分析。燒灼后殘留物的量取決于吸附劑和吸附物的種類。吸附再生循環過程中，隨著碳化炭渣的逐漸累積，吸附劑的孔不斷被破壞或被堵塞，導致比表面積和微孔體積下降。因此，吸附量和再生率不斷下降。吸附劑與吸附質的相互作用直接影響ACs的吸附去除效果，再生5次后的ACs對水楊酸和苯酚的去除率分別為59%和17%，再生3次和6次后的ACs對對硝基苯酚的去除率分別為20%和0。總之，這些污染的吸附劑不能通過熱惰性氣體完全再生，還需進一步處理。
4.3 熱氧化再生
熱氧化再生利用熱空氣循環破壞吸附的污染物以恢復其吸附能力。首先，O2在氧化吸附質之前必須先化學吸附在其表面，而高溫可能使這個放熱過程變得困難，在這種情況下，控制步驟是再生吸附速率而不是化學反應速率。一旦O2被吸附，就會氧化殘余的污染物，并且產生的氣體會發生脫附現象。但是，O2不僅能與污染物分子發生反應，而且能與碳材料上的活性位點發生反應。如果吸附質只保留在吸附劑內部的微孔，吸附在吸附劑外區域的O2則可能會將多個活性位點氣化，對吸附劑的多孔結構和質量造成相當大的損害。當污染物均勻分布時，這種破壞是最小的。
由于O2具有較強的氧化性，因此需要考慮吸附質被氧化而吸附劑不被破壞的條件。選擇難以被氧化的碳材料作為吸附劑以減少再生降解的破壞尤為重要。除了選擇合適的吸附劑外，建立合適的再生溫度和時間等條件允許污染物被氧化，但不能氣化吸附劑活性部位也非常有必要。若去除難以被氧化的有機污染物，需要采用較高的氧化溫度（超過500℃），那么對于吸附劑的破壞就很難避免。如果吸附質在300℃以下就可以被去除，那么造成的質量損失通常可以忽略不計。一般來說，該方法可以達到至少90%的再生率。一部分是因為這是一種可以高效降解污染物并還原吸附劑吸附能力的方法。此外，在某些情況下，吸附劑部分結構被氣化后可以增加吸附劑的比表面積和微孔體積，進而提高其吸附能力。然而，如果需要更高的溫度，這些損失可能會導致相反的效果。熱氧化后的吸附劑表面會發生化學變化，這種變化也會影響再生率。O2會氧化吸附劑，導致碳材料表面產生含氧官能團，使得后續對有機污染物的吸附造成影響。
4.4 AOPs再生
常規的物理化學處理方法對于吸附難降解污染物的吸附劑再生并重復利用的效果并不理想，而AOPs對許多有機和無機化合物的氧化非常有效。AOPs再生包括臭氧氧化、芬頓氧化再生等，這些技術都是基于自由基，尤其是羥基自由基（∙OH），其氧化電位高達2.8eV，可以成功地攻擊幾乎所有有機分子，反應速率常數為106~109L/（mol·s）。依賴這些自由基的再生系統，AOPs具有很強的通用性。
4.4.1 臭氧氧化再生
臭氧氧化再生（氣相）是一種類似于熱氧化再生的方法，它們之間的主要區別是再生劑不同，臭氧氧化再生使用O2/O3的混合氣作為再生劑。選擇空氣作為再生劑更便宜，需要的再生系統比使用O3更簡便，但是臭氧氧化再生的優點是O3在常溫下就能夠去除殘留的污染物。由于O3具有較高的氧化性，所以不需要加熱，進而降低能耗。盡管存在這些差異，這兩種方法所需要的再生時間類似，即通常小于2h。再生途徑是氧化性氣體化學吸附在碳材料表面并與吸附質反應，降解產物發生脫附。污染物以兩種不同的方式被降解：通過臭氧分子直接氧化，或是催化劑催化活化O3分子，進而產生具有高活性的羥基自由基和氧自由基氧化污染物。臭氧無法充分去除吸附質，對吸附活性位點會造成局部破壞，產生的氧化產物也會堵塞部分孔，造成吸附劑的吸附能力降低。低劑量的O3不能有效地破壞污染物，但過量使用O3會造成碳材料的部分損壞和含氧官能團的產生，可能會阻礙后續的吸附等。
在污水處理過程中，液相臭氧氧化與氣相中類似，利用臭氧的強氧化性（氧化還原電位為2.07eV）氧化降解有機物。通常認為臭氧通過兩種途徑與有機物反應：一是利用自身的氧化能力，直接氧化污水中的有機物，O3在水中很不穩定，其分子半衰期依賴于水中pH、水溫及有機物和無機物濃度，從幾秒到幾分鐘的時間不等；二是在堿性條件下，O3可在水中分解成氧化能力僅次于氟的活性物質∙OH，其與有機物的反應速率比臭氧高出7個數量級以上。
4.4.2 芬頓氧化和類芬頓氧化再生
芬頓（Fenton）氧化再生是氧化再生研究最多的方法之一。Fenton氧化法是通過Fenton試劑（Fe2+和H2O2）的反應產生氧化性很強的∙OH，并利用∙OH高氧化電極電位的特點，氧化分解水中難降解污染物。在Fenton體系中，主要的作用機理包括氧化、中和、絮凝和沉淀四個方面，而有機污染物是通過氧化和絮凝兩個方面去除的，pH、Fe2+和H2O2投加量等因素都會影響Fenton反應的處理效果。
Fenton氧化再生的優點是：①無需外加能量，常溫就可進行；②成本低；③反應時間短；④無傳質限制。Fenton氧化再生的缺點是：①Fe2+再生速率慢，需不斷外加；②含鐵污泥處理成本高；③可能會造成二次污染；④適用pH范圍窄，需提供較強酸性環境；⑤氧化中間產物及磷酸根等陰離子可能會使Fe2+失活。利用Fenton氧化法再生吸附劑的技術已有研究，主要是將含有過氧化氫和亞鐵離子的溶液的加入（批處理）或通過（流動床）飽和床進行吸附劑再生。該方法有可能導致再生后的吸附劑的吸附能力下降，原因如下：①吸附材料本身可能會在這種強氧化條件下被破壞；②不能完全氧化降解吸附的污染物，使有效的吸附位點減少；③一些氧化產物可能堵塞吸附的孔隙，從而阻礙污染物進入。
類芬頓（類Fenton）氧化再生是在吸附污染物之前在碳基吸附材料上負載含鐵催化劑。在這種情況下，再生只需要直接添加或通過其他方式（電化學等）產生H2O2溶液。類Fenton氧化可以有效降解布洛芬、磺胺甲口惡唑和其他藥物類污染物。∙OH既可以氧化吸附在外表面的污染物，也可以氧化孔內部的污染物。該氧化再生方法除了具有傳統Fenton氧化再生的優點外，還能避免鐵泥的產生，無需外加亞鐵離子或亞鐵鹽，但是該技術的難點是：①負載含鐵催化劑的有效性，即種類、顆粒大小、分布和數量等對催化氧化降解的影響；②制備復合吸附劑的成本。近年來在類Fenton反應中，研究較多的是鐵的氧化物和氫氧化物等非均相催化劑如赤鐵礦、α-FeOOH和β-FeOOH，但是這些體系沒有顯示出良好的催化活性，可能是由于Fe3+與H2O2不能高效反應產生∙OH。但Fe3O（4磁鐵礦的主要成分）在非均相的類Fenton系統中具有高效的催化性，這是由于Fe3O4中Fe2+發揮了重要的作用。此外，磁鐵礦結構中的八面體可以很容易地同時容納Fe2+和Fe3+，使得鐵發生可逆氧化并減少流失，同時保持其結構穩定。所以Fe3O4可以作為非均相催化劑在氧化過程中保持穩定且無嚴重的質量損失。同時，由于Fe3O4的磁性，負載Fe3O4后的吸附劑可以在外部磁場的作用下很容易地從反應介質中分離出來。除了上述方法外，還有許多類Fenton技術，如光-Fenton法、電-Fenton法、超聲-Fenton法、微波-Fenton法等。
4.5 電化學再生
電化學再生是將吸附后的吸附材料，利用電化學的手段將污染物進行脫附或氧化降解，恢復吸附材料的吸附能力。該再生方法包括陰極脫附再生和陽極氧化再生，陰極脫附再生過程如下：首先，陰極極化促使吸附物從帶負電的碳質表面解吸，產生的氫氧根導致pH升高，促進陰極表面基團和污染物的轉化；其次，脫附的污染物移向陽極，被陽極產生的氧氣或一些具有氧化性的物質氧化降解。陽極氧化再生過程中，污染物幾乎不發生解吸，保留的污染物直接在陽極上發生氧化，但在較強的氧化條件下，氧化過程中的電極可能被氧化并形成聚合物。
電化學法在氧化降解有機物方面得到了廣泛的研究，但吸附劑的電化學再生卻缺乏研究。GAO等和Fan等等采用同時吸附-降解再生的方法，即利用電化學的方法加電促進吸附和降解，有效去除了苯酚、染料、氯化物和碘化物等污染物。將導電的碳基納米材料制備成膜電極，通過含有污染物的污水時，污染物可有效地被膜電極截留，帶苯環的有機污染物還可以通過疏水和π-π作用等吸附在膜上，同時，碳基納米材料又可以作為陽極進行氧化降解，進而降解截留吸附在陽極上的污染物，達到同時吸附-降解再生的目的。
4.6 吸附藥物后碳基納米材料的再生
表2總結了針對吸附藥物后的碳基納米材料的再生情況。
第一大類再生過程中未將藥物降解，如溶劑洗脫再生將藥物從吸附劑上轉移到有機溶劑中，吸附位點得以釋放，可以用于下一輪的吸附，從研究結果可以看出，溶劑再生更適合孔少或無孔的BC、CNTs和GO等材料，而且有機溶劑比其他無機溶液的再生時間短且效果好，但是這類再生方法并未有效降這些藥物，存在后續廢液處理的問題；第二大類再生過程中藥物被降解，如高溫碳化、熱氧化、AOPs及其復合再生，將藥物碳化或氧化以恢復吸附劑的吸附能力，高溫碳化再生ACs是工業上常用的再生方法，但該方法能耗大且會對ACs結構造成破壞。許多研究利用CNTs的熱穩定性，采用熱氧化（~400℃）在空氣中加熱2h就可以將其再生。對于難降解的污染物，通常采用AOPs及其復合再生，該方法的適用范圍更廣，再生效果好，但尚不成熟。
5、目前研究的不足
①未解決碳基納米材料的分離問題。在實際水處理中，粉末狀的吸附劑在水中容易和懸浮物混雜，難以分離。由于粉末狀的材料不方便使用，需被固定在濾膜等基體材料表面，或者考慮制備顆粒化吸附材料，但這會造成可用的比表面積降低，目前該方面問題的研究不足，不能同時滿足分離和高效吸附的要求。
②缺乏基于碳基納米材料的高效吸附劑。由于碳基納米材料具有高表面能，作為吸附劑時普遍存在水中易團聚的問題，以致暴露的有效比表面積大大降低，導致其對污染物的吸附量不高。目前沒有能夠完全解決該問題的方法，因此，解決碳基納米吸附劑的團聚問題，是開發高效碳基納米吸附劑的關鍵。
③對新污染物的關注較少。已有的研究主要是利用碳基納米材料吸附各種重金屬和染料等傳統污染物，對于新污染物的吸附去除關注較少。目前，對這類污染物的去除和機理研究不足。
④缺少同時滿足吸附和再生要求的研究。目前，該領域的研究主要集中于吸附材料的吸附容量，以及對吸附機理的探索。考慮到吸附劑的重復利用，吸附飽和后的吸附劑再生成為吸附領域的瓶頸問題。常規的溶劑洗脫再生會產生高濃度的廢液，需要后續處理；用于活性炭的高溫碳化再生法能耗高、材料損失大、再生條件苛刻，難以推廣應用。熱氧化和AOPs盡管能降解吸附在吸附劑上的污染物，但對材料的本身穩定性要求較高，吸附材料結構常常被破壞，從而導致吸附劑的吸附性能降低。電化學再生難以處理大體量的污水，對于難降解的有機污染物難以達到有效降解。另外，目前缺乏對吸附藥物后材料的再生研究。因此，同時實現吸附劑的再生和污染物的降解是吸附領域的技術難點。利用碳基納米材料的化學穩定性，采用適宜的方法，可以在再生過程中降解吸附的污染物，實現吸附劑的再生。
6、結語
鑒于目前藥物類污染物的污染情況，今后應以地表水和污水中的典型藥物為研究對象，研制基于碳基納米材料的易分離、防止團聚的高吸附量吸附材料，充分發揮碳基納米材料的高比表面積的優點，并研究其吸附水中典型藥物污染物的特性和機理。更重要的是在污染物降解和吸附劑再生過程中，采用高效的再生方法，如低溫加熱氧化、催化氧化、電化學氧化等方法，同時實現吸附劑的再生和污染物的降解，解決吸附技術只能使污染物發生相轉移而不能降解的問題。具體來講，可以從以下幾個方面開展進一步研究：①研制開發針對水中微量藥物類污染物的穩定性強且高效的吸附材料，同時實現連續吸附富集和短時間原位降解藥物。②研發具有選擇性和催化性的碳基納米材料，達到對特定藥物選擇性吸附和降解再生的雙重目的。③結合實際污水性質及干擾因素，研發高效吸附和催化氧化降解藥物的吸附材料并研究其適用范圍。在此基礎上，拓展碳基納米材料在環境領域的應用，制備可重復使用的多功能復合材料，以吸附降解水中的微量藥物，為給水和污水處理去除這類微量新污染物提供理論和技術支持。（來源：浙江省環保集團生態環保研究院有限公司）
