碳基吸附劑去除水體中磺胺類抗生素研究進展

劉夢婷,段懿軒,2,丁惠君,*

(1.江西省水利科學院,江西省鄱陽湖水資源與環境重點實驗室,江西南昌 330000;2.北京科技大學土木與資源工程學院,北京 100083)

抗生素由于具有抗菌、預防疾病和促進生長的作用,通常在醫學中被用于疾病預防和控制,在畜牧和水產養殖中被用于促進動物生長。全世界抗生素的使用量在近15年的時間內,增長了將近40%,目前全球每年的抗生素使用量為10～20萬t[1]。在包括我國在內的許多國家,動物飼料和獸藥中添加的抗生素占抗生素使用量的50%以上[2]?？股卦谌梭w和其他動物內僅進行部分代謝,未代謝的部分則通過糞便和尿液排入生態系統中[3]。據報道,2013年我國約有5萬t的抗生素被人體和其他動物排放進入環境,包括磺胺類、喹諾酮類、四環素類、大環內酯類、氨基糖苷類和β-內酰胺類抗生素[4]。由于磺胺類抗生素對土壤顆粒的低吸附性和高水溶性,使其在環境中具有較高的流動性,在環境中的檢測頻率高[5-6]?？股匾呀洺蔀橐活愋挛廴疚?為堅決貫徹習近平總書記人民至上、生命至上和人與自然和諧發展的總體要求,亟需對環境中抗生素的去除采取積極有效的應對策略。2022年5月4日,國務院辦公廳印發《新污染物治理行動方案》,明確了至2025年我國為加強新污染物治理,切實保障生態環境安全和人民健康的具體行動舉措。

以“磺胺類”“去除”“環境”“抗生素”等為檢索詞,在知網、Web of Science文獻庫中對2011年—2022年磺胺類抗生素去除技術進行檢索,其中氧化技術和吸附技術的文獻量占比高達60%。然而,氧化技術往往是通過羥基化導致磺酰胺鍵的斷裂和異惡唑環的打開,可能會產生一系列不可控的轉化產品,其毒性甚至比磺胺類抗生素更大[7-8]。相比之下,吸附技術具有成本低、生態環保的特性[9]。因此,本文主要介紹了碳基吸附劑去除水體中磺胺類抗生素的進展,并對未來抗生素去除技術的發展與需求進行思考,為環境中磺胺類抗生素污染的去除與治理提供科學依據。

1 磺胺類抗生素的污染特征

磺胺類抗生素含有一個4-氨基苯基磺酰胺核心結構,根據與磺酰胺氮結合的不同取代基,磺胺類抗生素可分為磺胺甲惡唑、磺胺嘧啶、磺胺吡啶、磺胺噻唑、磺胺二甲基嘧啶、磺胺氯吡嗪等。雖然早在2006年已有法律禁止在畜牧業中使用包括磺胺類藥物在內的抗生素作為生長促進劑,但其使用量依舊沒有減少[10]。水體已成為抗生素的一個重要儲存庫[11],據報道,在地表水和廢污水中檢測到的磺胺甲惡唑質量濃度為0.11～2.00 μg/L[12];在黃海、渤海海域檢測到的抗生素以磺胺類為主,檢出率為37.2%,平均質量濃度為7.08 ng/L[13];在珠江地表水中檢測到磺胺甲嘧啶質量濃度為40～1 390 ng/L[14]。此外,在畜禽糞便和生豬廢水中也經常檢測到磺胺類抗生素,Li等[15]在畜禽糞便中檢測到14種抗生素,質量濃度為0.08～56.81 mg/kg,其中磺胺類抗生素的最高質量濃度為7.11 mg/kg。雖然水體中磺胺類抗生素濃度較低,但由于它們的吸附系數低,在水體中留存時間長?；前奉惪股卦谒薪到獾陌胨テ跒?1.7 d,較長的半衰期可能導致抗生素在水生生物中積累。如果在生物體中的積累量增加,可能會變成有毒劑量,經過食物鏈的傳遞進入人體,對人類和環境健康構成嚴重威脅。

2 磺胺類抗生素吸附劑

迄今為止,已有數千種潛在的吸附劑被用于去除水中的磺胺類抗生素,使用較多的吸附劑為碳基吸附劑,包括活性炭、生物炭、碳納米管、石墨烯等;研究熱點為碳基復合吸附劑,包括金屬-有機骨架材料(metal-organic frameworks,MOFs)、共價有機框架材料(covalent organic frameworks,COFs)、磁性碳基吸附劑等。吸附劑對抗生素的去除效率取決于吸附劑的類型和性質,如比表面積、孔徑和孔隙率,受pH、接觸時間、污染物初始濃度、離子強度等參數的影響[16]。表1[17-29]羅列了碳基及碳基復合吸附劑在不同反應參數下對磺胺類抗生素的去除效果。

表1 不同碳基吸附劑對磺胺類抗生素的去除效果

2.1 碳基吸附劑

2.1.1 活性炭

活性炭是工業上去除空氣和水污染物最有效和應用最廣泛的吸附劑之一,具有大的比表面積和高度多孔結構,主要類型為粉末活性炭和顆?；钚蕴縖30]。Zhang等[31]研究了粉狀活性炭去除廢水中28種代表性抗生素,包括四環素類、大環內酯類、青霉素類、磺胺類和喹諾酮類抗生素,在最佳條件下,當粉狀活性炭投加量為20 mg/L,接觸時間為120 min時,對去離子水和地表水中的抗生素的去除率分別達到99.9%和99.6%。為了提高活性炭對特定有機污染物的吸附能力,可以通過酸處理、浸漬、臭氧處理、堿處理、微波處理和等離子體處理等方法對活性炭表面官能團進行改性[32-35]。Liu等[17]合成了十六烷基三甲基溴化銨改性活性炭,用于吸附去除水中磺胺二甲基嘧啶和磺胺甲惡唑,試驗結果表明,改性活性炭對磺胺二甲基嘧啶和磺胺甲惡唑最大吸附量分別為16.16 mg/g和17.51 mg/g,并且經過5個循環后,對磺胺二甲基嘧啶和磺胺甲惡唑的吸附容量仍達到15.92 mg/g和14.87 mg/g,具有較好的重復利用性。與原始活性炭吸附相比,在較低的平衡濃度下,大部分的磺胺類抗生素吸附在改性活性炭表面,吸附容量先迅速增加后緩慢增加直到平衡。經過改性后,活性炭的吸附能力明顯增強,這可能是由于改性活性炭表面氧官能團的增加。

2.1.2 生物炭

生物炭是一種價格低廉、環境友好的多孔材料,制備生物炭的原料主要來源于動、植物廢棄物,不同的原料和制備條件生產的生物炭具有不同的性質。Rajapaksha等[36]研究了不同熱解溫度下生物炭去除磺胺二甲基嘧啶的效率,相比于300 ℃產出的生物炭,700 ℃產出的生物炭吸附效率更高,吸附容量最高可達33.81 mg/g,如圖1所示。通常來說,生物炭的合成工藝溫度越高,碳化程度越高,有利于孔體積的增加,在較高溫度下產生的生物炭通常具有較高的比表面積、疏水性、芳香性、pH和較低的極性[37]。為了進一步提高生物炭的吸附效率,更多的研究集中在生物炭的改性方法和活化方式上。Sun等[38]使用有機酸修飾作物秸稈合成生物炭,導致生物炭中溶解有機殘留物釋放,孔隙率增加,增強對磺胺甲惡唑的吸附能力,隨著有機酸物質的量濃度從0增加到100 mmol/L,生物炭對磺胺甲惡唑的吸附量增加了5倍以上。Rajapaksha等[39]研究了蒸汽改性生物炭對磺胺二甲基嘧啶吸附的影響,結果表明,水溶液中磺胺二甲基嘧啶的去除率達98%以上,采用擬二級動力學模型模擬,蒸汽改性生物炭吸附速率常數[1.11～1.57 mg/(g·min)]明顯高于未改性生物炭[1.11～1.57 mg/(g·min)],水蒸氣改性使材料的疏水性降低,同時其極性增加,吸附能力遠高于原始生物炭。除了酸堿活化、蒸汽活化外,常見的活化方式還包括球磨改性以及金屬氧化物改性,通過各種活化方式可以改變生物炭的結構和表面性質[40]。

注:BM—茶葉廢棄生物炭;TWBC-300—300 ℃產出的生物炭;TWBC-700—700 ℃產出的生物炭;S—蒸汽活化生物炭;N—氮氣流產出的生物炭。

2.1.3 碳納米管

碳納米管是碳分子的圓柱同素異形體,具有高抗拉強度、高熱導率、高熔點等特性,在工業上應用廣泛。Ameen等[41]研究了單壁碳納米管、多壁碳納米管對磺胺二甲基嘧啶的吸附,試驗結果表明單壁碳納米管和多壁碳納米管均可有效降低水溶液的磺胺二甲基嘧啶含量,其吸附容量與pH值的關系順序為2>5>7,在pH值為2時,單壁碳納米管對磺胺二甲基嘧啶的最大吸附量為426.3 mg/g,而多壁碳納米管的最大吸附量為85.32 mg/g,單壁碳納米管的吸附能力高于多壁碳納米管,這可能是由于單壁納米管的總孔隙體積更高,或者它的孔隙率分布對磺胺二甲嘧啶吸附更有利。表面改性是提高碳納米管對污染物吸附性能的有效方法,關于碳納米管改性的技術包括酸處理、氧化劑處理、結合金屬氧化物、引入特殊的官能團等[42]。Lawal等[43]合成了2種離子液體改性碳納米管,研究碳納米管和離子液體修飾的碳納米管對磺胺甲惡唑的吸附性能,與未改性碳納米管相比,離子液體改性碳納米管對磺胺甲惡唑的吸附性能均有所提高,去除率均高于70%。碳納米管本身具有大的比表面積,表面有4個不同的吸附位點,吸附過程可以發生在碳納米管的外部、內部表面、單個納米管片之間,以及外部溝槽位點[44]。但是經過改性后的碳納米管具有更好的吸附性能,表明吸附機理不僅僅依靠孔隙填充作用,還有其他物理化學作用。

2.1.4 石墨烯

石墨烯是由碳原子組成的二維單層片狀結構,被認為是迄今為止產生的最薄的材料,而且很可能是碳的最簡單形式。由于石墨烯具有大的比表面積、豐富的活性中心和大量的離域π-電子體系,可以與各種污染物形成很強的鍵合,研究人員[19,45]開始探索石墨烯材料作為不同污染物的吸附劑。Rosli等[18]使用納米石墨烯薄片去除水中磺胺甲惡唑,最高去除率為99%,采用Langmuir模型計算出最大吸附量為210.08 mg/g。為進一步增強吸附性能,需要將原始石墨烯氧化成氧化石墨烯,氧化石墨烯豐富的含氧官能團提供了負電荷,顯著增加了其在水溶液中的親水性,從而最大限度地提高了氧化石墨烯與金屬離子和帶正電荷的有機污染物的吸附作用[46]。Chen等[19]研究了氧化石墨烯對水溶液中磺胺甲惡唑的去除能力,結果表明,氧化石墨烯可以有效吸附磺胺甲惡唑,最大吸附量為240 mg/g。相反,氧化石墨烯的還原會形成還原氧化石墨烯,其碳氧比為246∶8,相比于原始石墨烯和氧化石墨烯,還原氧化石墨烯去除廢水中有機污染物的效果更好[47]。此外,石墨烯、氧化石墨烯和還原氧化石墨烯表面可以通過修飾特定官能團、聚合物或納米金屬/金屬氧化物,進一步加速它們的吸附相互作用,有利于選擇性地消除各種有機和無機污染物[48]。

碳基材料的吸附主要涉及物理吸附和化學吸附。一方面,可以通過改變原材料和制備條件創造不同孔徑的碳基吸附劑,使得被吸附污染物的分子直徑低于吸附劑孔徑,達到吸附的目的;另一方面,通過改性形成化學吸附作用提高吸附能力,發揮化學吸附作用的主要官能團包括羧基、羰基、酚類、內酯、醌類等,這些官能團對碳基材料獨特的吸附性能有顯著影響。

2.2 碳基復合吸附劑

2.2.1 MOFs

MOFs一般由有機配體與金屬離子或金屬離子簇自組裝而成,MOFs的穩定性高度依賴于配位鍵的強度、金屬與配體之間的配位程度以及官能團對配位位點的屏蔽作用[49-50]。因此,通常以硬堿-羧酸鹽為基礎的配體,與鉻(Cr3+)、鋁(Al3+)、鐵(Fe3+)、鋯(Zr4+)等酸性硬金屬離子反應制備MOFs,例如Fe基MIL-100和Cr基MIL-101在水中可以很好地保留幾個月[51]。MIL-100是最早用于吸附抗生素的材料,Cychosz和Matzger在2010年發現即使在低濃度條件下,MIL-100也能吸附磺胺吡啶和呋塞米[52]?；赯r基的MOFs,例如UiO-66和PCN-222,在酸性和堿性溶液中均表現出很強的穩定性。

崔穎等[20]采用溶劑熱合成法制備了Zr基MOF材料PCN-777,PCN-777對氟喹諾酮及磺胺類抗生素具有較好的吸附作用,可用于吸附淡水和海水中低濃度抗生素,去除率在90%以上。MOFs通常是親水的,因此,除了增強金屬配位鍵外,還可以通過引入烷基和氟化基團等疏水官能團來提高MOFs在水介質中的穩定性[53]。Xu等[54]合成了UiO-66-NH2/Ag3PO4(UAP-X)MOFs復合物,在20 min內,大部分UAP-X對磺胺甲惡唑的吸附效率均可達到幾乎100%,Ag3PO4中Ag+與磺胺甲惡唑中-NH2的結合作用是UAP-X可高效吸附磺胺甲惡唑的主要原因,而Ag+于可見光下會被還原為Ag0,可同時實現對磺胺甲惡唑的高效吸附和可見光控脫附釋放,如圖2所示。當前,大規模合成結構可控、水解穩定性高的MOFs及其衍生物仍然是一個科學難題。一方面,大多數制備方法都處于實驗室階段,存在合成過程復雜、能耗高、使用有機溶劑和制備成本高的問題。另一方面,合成方法和制備條件對其物理化學性質都有很大的影響,特別是在大尺度下,這將進一步影響其吸附性能。萬麗斌[55]制備了以NH2-MIL-101為基底的分子印跡型MOFs吸附劑,分子印跡技術對目標分子具有特異性識別能力。吸附試驗結果表明,分子印跡型MOFs吸附劑對磺胺二甲基嘧啶的最大吸附量為192.3 mg/g,選擇性吸附試驗結果表明,分子印跡型MOFs吸附劑對磺胺二甲基嘧啶以及與磺胺二甲基嘧啶結構類似的磺胺類抗生素都有較好的吸附效果。

圖2 UiO-66-NH2/Ag3PO4(UAP-X)MOFs復合材料的合成及其吸附-解吸過程[54]

2.2.2 COFs

COFs是一類新興的有序晶體多孔聚合物,由輕元素和有機單體通過強共價鍵連接而成,具有有序的π結構。Cté等[56]在2005年分別通過1,4-苯二硼酸和六羥基三苯反應首次成功合成了COF-1和COF-5兩個二維COFs。一般來說,COFs是由MOFs派生而來,但又與MOFs不同。與MOFs相比,COFs具有相似的比表面積、有序的孔道結構、明確的孔徑、低密度以及熱穩定性和化學穩定性。

Wen等[57]合成了TPB-DMTP-COFs,作為吸附水樣和食品中痕量磺胺類抗生素的固相萃取吸附劑,通過加標10、50、100 ng/L的磺胺類抗生素,在優化的試驗條件下檢測回收率,加標回收率為72.3%～113.0%。另一項研究同樣以TPB-DMTP-COFs作為去除水溶液中磺胺甲嘧啶的吸附材料,最大單層吸附容量為209.9 mg/g,相當于該研究團隊之前報道的石墨烯吸附量(91.08 mg/g)的兩倍[26,58]。TPB-DMTP-COFs的合成及結構如圖3所示。COFs的研究總體上處于起步階段,在合成技術及結構方面存在大量研究前景。常規的COFs合成技術反應時間長、合成量低,硼基COFs具有好的結晶度,但在水溶液中的穩定性差,基于亞胺、腙等的COFs穩定性有所提升,但是結晶度較差,未來需要開發高效合成方法,研發高結晶度、高穩定性的COFs。

圖3 TPB-DMTP-COFs的合成及結構[26]

2.2.3 碳基磁性吸附劑

磁性吸附劑由無機或有機多孔吸附劑和磁性金屬組成,磁性金屬主要包括金屬[鐵(Fe)、鈷(Co)、鎳(Ni)]和金屬氧化物[氧化鐵(Fe2O3)、四氧化三鐵(Fe3O4)]。由于Co和Ni具有毒性,在生物學和醫學領域的應用受到嚴格限制。相比之下,Fe3O4具有毒性低、易于合成、成本低、超順磁性和磁性響應性強等優點,是目前應用最廣泛的磁性物質[59]。已報道的碳基磁性吸附劑包括磁性石墨烯、磁性生物炭、磁性碳納米材料、磁性COFs等[21-22,60-61],磁性吸附劑的吸附過程如圖4所示。Wu等[60]制備了磁性還原氧化石墨烯復合材料,在環境廢水樣品中加標10 ng/mL磺胺類抗生素,加標回收率為89.1%～101.7%,表明磁性還原氧化石墨烯可以作為水處理過程中預富集的高效吸附材料。Zhang等[21]使用300 mmol/L FeCl3溶液浸漬甘蔗渣,在800 ℃炭化條件下制備出磁性生物炭,對磺胺甲惡唑的最大吸附量為187.31 mg/g,是原始生物炭的5.3倍。Ou等[22]在700 ℃炭化條件下生產的磁性納米復合材料對磺胺甲惡唑有較高的吸附效率,為73.53 mg/g,同時具有良好的可重復使用性和磁性分離性能,可重復使用6次,吸附量無明顯損失。Zhuang等[61]制備了一種新型磁性COFs(Fe2O3@COFs),在H2O2溶液存在條件下,磁性COFs不僅能吸附磺胺二甲基嘧啶,還能催化磺胺二甲基嘧啶降解,去除率約為100%,在連續5次循環使用后,磁性COFs仍表現出良好的穩定性和可重復使用性,且去除率高于96%,礦化率約為35%,Fe2+浸出率很低。磁性吸附劑不僅具有快速分離的優點,還具備優異的再生特性,充分利用吸附劑發達的孔隙結構與磁性金屬所產生的磁響應性,制備多種磁性吸附劑,是未來吸附和分離相關技術領域的重點研究方向。

圖4 磁性吸附劑的吸附過程

3 碳基吸附劑對磺胺類抗生素的去除效果及機理

碳基材料對磺胺類抗生素的吸附作用力主要取決于兩者的性質。碳材料具有大的比表面積時,能夠容納更多的磺胺類抗生素污染物。碳材料表面與磺胺類抗生素表面呈現相反電荷時,會存在明顯的靜電相互作用。碳材料表面含有大量含氧官能團時,可以充當π電子給體,而磺胺類抗生素分子中存在的氨基和芳香族等不飽和基團,可以充當π電子受體,形成相對強的π-π相互作用。此外,碳材料上的含氧官能團也可以定義為路易斯酸,磺胺類抗生素上的氨基可以定義為路易斯堿,酸性和堿性基團結合形成路易斯酸堿相互作用[62]。碳材料表面含有羧基和羥基等官能團時,可以與磺胺類抗生素中的氨基存在氫鍵作用。碳材料與磺胺類抗生素之間還存在疏水作用,Carda-Broch等[63]的研究表明,中性分子磺胺嘧啶、磺胺甲惡唑、磺胺氯達嗪鈉的辛醇-水分配系數(logKow)分別為-0.06、0.27、0.23,通常logKow越大,其疏水性越強。Zhao等[64]的研究也表明了磺胺類分子在碳納米管上吸附強度可能與雜環取代基疏水性相關。

磺胺類抗生素的離子形態分為3個階段:pH值<1.7為陽離子形態、pH值=1.7～5.6為中性粒子形態、pH值>5.6為陰離子形態,因此,溶液的pH對吸附劑與吸附質之間的相互作用有很大的影響[65]。Zheng等[66]進行了生物炭吸附磺胺類藥物的機理研究,結果表明在pH值為1.0～6.0條件下,生物炭與磺胺甲惡唑之間的吸附為非線性,以π-π相互作用、疏水作用、孔隙填充作用為主,而在pH值>7.0時,雖然生物炭表面帶負電荷,但隨著pH的增加會吸附更多陰離子形態的磺胺甲惡唑,主要受電荷輔助的氫鍵作用調控。Liu等[17]研究了十六烷基三甲基溴化銨改性活性炭對磺胺類抗生素的吸附,在pH值為5～7時,改性活性炭對磺胺甲嘧啶、磺胺甲惡唑的吸附脫除率較高,這主要是由于疏水性、靜電相互作用和氫鍵作用,如圖5所示。此外,活性炭的物理和化學活化效果表明,活性炭基體所攜帶的氧基團不僅吸引極性分子,還與磺胺甲惡唑的胺類官能團發生共價鍵吸附作用[67]。COFs吸附過程也與溶液pH有很大的關聯,例如,TPB-DMTP-COFs的Zeta電位約為5.5,當pH值高于5.5時,認為磺胺類藥物帶負電荷,若低于5.5,則帶正電。因此,TPB-DMTP-COFs與磺胺類藥物之間存在很強的靜電排斥,在pH值為6時,TPB-DMTP-COFs與磺胺類藥物的靜電斥力顯著降低,吸附效率最高,說明靜電相互作用在吸附過程中起著重要作用[26],具體吸附機理如圖6所示。Gao等[68]開展了柔性MIL-53系列吸附磺胺甲惡唑的研究,通過不同pH試驗、多晶X射線衍射分析(PXRD)、紅外光譜分析(FTIR)發現磺胺甲惡唑在MIL-53 s上的吸附主要是呼吸作用、疏水作用、靜電作用、氫鍵作用和π-π相互作用/堆疊作用,MIL-53(Cr)和MIL-53(Al)在水溶液中的大孔結構能夠容納污染物,降低了結合能,導致疏水/親水特性發生改變,增強了它們對磺胺甲惡唑的吸附能力。

圖5 十六烷基三甲基溴化銨改性活性炭吸附磺胺類抗生素的吸附機理[17]

圖6 TPB-DMTP-COFs吸附磺胺二甲基嘧啶的吸附機理[26]

通過對不同類型吸附劑進行優缺點比較(表2),發現眾多吸附劑均具有大的比表面積和較好的吸附性能,碳基復合吸附劑在較低吸附劑濃度、較短反應時間內能夠高效吸附磺胺類抗生素,并且磁性吸附劑還具備優異的再生特性。碳基復合吸附劑的吸附效果優于碳基吸附劑,但在實際應用中除了吸附效率,還需將技術成本、環境危害性等因素納入考慮。大部分吸附材料由于制備成本高、運行能耗高、難以回收等缺點,難以規?；a應用,如活性炭、MOFs、COFs等。綜合比較,生物炭吸附劑的來源廣泛、易于獲得、價格低廉,同時,可以資源化利用動植物廢棄物,綠色環保。磁性吸附劑具備優異的回收再利用特性,并且吸附效果較好,因此,選擇生物炭吸附劑、磁性吸附劑作為吸附技術處理實際磺胺類抗生素廢水具有可行性。

表2 不同吸附劑優缺點比較

4 結論

磺胺類抗生素廣泛且持久存在于水體中,威脅著人民生命健康,研發磺胺類抗生素高效去除技術是必然的發展趨勢。針對吸附技術,仍然存在一些問題亟待解決,包括吸附劑在實際環境中的應用仍比較欠缺、吸附劑成本較高、吸附劑再生困難、吸附劑對生態環境的影響尚不明確等。未來的研究可以從以下幾個方面進一步開展。

(1)由于受到檢測方法和儀器設備的限制,目前大多數研究者僅針對mg/L級的抗生素開展去除技術研究,而實際水體中抗生素常為ng/L～μg/L級,對于微量抗生素的去除效果仍不明確,并且針對微量抗生素污水去除技術研發也存在處理成本高的經濟性問題。未來可以采用先富集后處理的思路,將大量低濃度抗生素廢水通過吸附材料富集成高濃度抗生素廢水后實現高效降解去除。

(2)研發復合吸附劑是目前研究的重點也是未來技術的趨勢。相比單一吸附劑,復合吸附劑具備優異的吸附性能,但存在制備復雜性高、運行成本高的問題,因此,在實際應用過程中要進一步研發低成本高效的復合吸附劑。

(3)吸附劑的再生也是一項具有挑戰性的工作。在理想情況下,吸附劑應該具有再生和多次使用的能力,但多數吸附劑在溶液中較難分離,應進一步優化磁性吸附材料,為吸附劑的再生和重復利用提供機會。

(4)吸附劑的生產及使用過程可能釋放污染物,對水生態系統產生不利影響,而目前大部分吸附材料的生態風險及危害性尚不明確。因此,吸附材料的穩定性和生態風險將是未來研究的重點。