抗生素與重金屬復(fù)合污染廢水處理的研究進(jìn)展

徐舟影, 孟發(fā)科, 呂意超, 班宜輝, 劉建軍, 曾海波

1.武漢理工大學(xué)土木工程與建筑學(xué)院, 湖北 武漢 430070

2.武漢理工大學(xué)化學(xué)化工與生命科學(xué)學(xué)院, 湖北 武漢 430070

3.中國電建集團(tuán)華東勘測設(shè)計研究院有限公司, 浙江 杭州 311122

4.中國水利水電第五工程局有限公司, 四川 成都 610066

隨著城市化進(jìn)程的不斷發(fā)展，實際水體中的污染物種類大幅增加，抗生素和重金屬作為典型的污染物可以通過多種途徑先后或同時進(jìn)入水生環(huán)境，從而導(dǎo)致水體抗生素和重金屬復(fù)合污染[1-4]. 復(fù)合污染通常是指同一環(huán)境介質(zhì)(水、土壤、大氣)中，兩種或兩種以上種類不同、性質(zhì)不同的污染物共同存在且相互作用或反應(yīng)，從而引發(fā)的污染[5]. 相比單一污染，復(fù)合污染更加接近實際情況，值得深入研究. 由于畜牧業(yè)和水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)的發(fā)展，抗生素和重金屬常同時作為生長促進(jìn)劑添加到動物飼料中，而這兩種物質(zhì)很難被消化吸收，往往會通過動物尿液和糞便排放到水環(huán)境中，其中四環(huán)素和磺酰胺類抗生素以及Cu和Zn是最常見的類型[6-10]. 將動物糞便用于土地施肥以及醫(yī)藥、工業(yè)廢水的集中化處理等做法也會導(dǎo)致地表水或地下水中的抗生素和重金屬復(fù)合污染[11-12]. 目前，全球許多國家的水體中均檢測到抗生素和重金屬(見表1)，因此，水體抗生素和重金屬的復(fù)合污染現(xiàn)象普遍存在，且二者在水環(huán)境中具有一定的穩(wěn)定性[25].

表1 不同國家水體中抗生素和重金屬種類及含量

對于水中抗生素和重金屬復(fù)合污染的控制和處理，當(dāng)前面臨重大挑戰(zhàn). 一方面，兩種類型的污染物具有不同的環(huán)境行為. 水環(huán)境中的抗生素會影響微生物群落結(jié)構(gòu)和生態(tài)功能，短時間作用下抗生素有殺菌抑菌作用，導(dǎo)致部分微生物種群及其生態(tài)功能消失，長期作用下會導(dǎo)致耐藥菌的形成[26]. 而重金屬因其具有持久毒性、不可生物降解性和生物富集性，也被認(rèn)為是有害的環(huán)境污染物[27]. 此外，水體中的抗生素和重金屬能夠誘導(dǎo)細(xì)菌產(chǎn)生抗生素抗性基因(ARGs)和重金屬抗性基因(MRGs)，細(xì)菌充當(dāng)抗性基因的載體，隨食物鏈不斷遷移最終威脅人類健康[28]. 另一方面，抗生素與重金屬的理化性質(zhì)存在顯著差異，有研究[29]表明二者的相互作用會形成結(jié)構(gòu)和毒性可變的絡(luò)合物，這使得抗生素和重金屬的復(fù)合污染廢水比單一污染廢水的處理更有難度. 盡管水中抗生素和重金屬復(fù)合污染的處理比較復(fù)雜，但是近年來許多技術(shù)方法已經(jīng)被證實對此類污染的治理有一定的效果，如吸附、絮凝、膜分離、高級氧化和生物修復(fù)等[30-34]，然而，目前尚缺乏作用機(jī)理、技術(shù)優(yōu)缺點及應(yīng)用潛力等方面的類比和分析. 基于此，該文綜述了抗生素和重金屬相互作用的機(jī)理，討論了抗生素和重金屬復(fù)合污染廢水的處理方法及其作用機(jī)制，并比較了它們的優(yōu)缺點. 此外，筆者還對未來該領(lǐng)域亟待開展的研究方向進(jìn)行了探討并作出展望，以期為今后相關(guān)技術(shù)應(yīng)用于抗生素和重金屬復(fù)合污染水體的治理提供思路和參考.

1 抗生素和重金屬相互作用機(jī)理

當(dāng)抗生素與重金屬在水體中共存時，它們可能分別以有機(jī)物分子和重金屬離子形態(tài)獨(dú)立存在，互不影響〔見圖1(A)〕，也可能在某些條件下發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)形成抗生素-金屬離子絡(luò)合物〔見圖1(D)〕. 抗生素官能團(tuán)的種類、重金屬離子的類型和溶液pH是影響絡(luò)合物形成的3個最主要因素[35].

許多抗生素，如廣泛使用的喹諾酮類和四環(huán)素類抗生素都含有羧基、羰基或哌嗪基，它們能充當(dāng)潛在的電子供體來配位重金屬[36]，而磺胺類抗生素官能團(tuán)種類和數(shù)量均較少，主要是含氮官能團(tuán)參與配位[37]. 雖然四環(huán)素類抗生素官能團(tuán)眾多，理論上易與重金屬離子發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)，然而過多數(shù)量的官能團(tuán)可能會帶來空間位阻作用，使絡(luò)合能力降低[38]. 有研究[39]表明，四環(huán)素類抗生素易與重金屬絡(luò)合的原因在于良好的電子躍遷、重金屬離子的離子半徑和螯合環(huán)的穩(wěn)定性.

重金屬離子的類型也會影響抗生素和重金屬二者的絡(luò)合作用. 有研究[40]表明，重金屬離子所帶的電荷數(shù)越高，與抗生素絡(luò)合的可能性越大. K+等一價重金屬離子基本無法與抗生素絡(luò)合，Cu2+與Fe3+具有較強(qiáng)的絡(luò)合能力，但二者與抗生素的絡(luò)合效果相當(dāng). 重金屬離子與抗生素絡(luò)合的本質(zhì)是重金屬離子與抗生素官能團(tuán)原子共用電子，因此，重金屬離子的電負(fù)性(對電子的吸引能力)越強(qiáng)，絡(luò)合作用越顯著.

此外，溶液pH能夠通過靜電作用力影響抗生素與重金屬的絡(luò)合. 由于帶有易離子化基團(tuán)羧基、羥基和氨基等，抗生素在不同的pH條件下會解離為不同的形態(tài)[41]，中性或堿性條件下，抗生素可解離為陰離子，傾向于與帶正電的重金屬離子發(fā)生絡(luò)合.

除了抗生素和重金屬之間可發(fā)生絡(luò)合作用外，重金屬離子之間可通過架橋(如EDTA、有機(jī)酸和重金屬捕集劑等)發(fā)生絡(luò)合反應(yīng)〔見圖1(C)〕，抗生素之間也能形成絡(luò)合物. 有研究[42]發(fā)現(xiàn)，兩性離子態(tài)的中性喹諾酮類抗生素能夠形成簡單的絡(luò)合物〔見圖1(B)〕，喹諾酮類抗生素也可以作為橋聯(lián)配體形成多核絡(luò)合物. 抗生素與重金屬在水體中的絡(luò)合情況復(fù)雜多變，二者相對數(shù)量也能從一定程度上影響絡(luò)合物的形成，重金屬離子的存在會改變水體中原有離子態(tài)物質(zhì)與絡(luò)合物的比例，進(jìn)而影響抗生素的去除率.

圖1 抗生素與重金屬水中共存的作用機(jī)理

2 抗生素與重金屬復(fù)合污染廢水的處理技術(shù)

2.1 吸附

吸附法是當(dāng)前應(yīng)用最多的處理抗生素與重金屬復(fù)合污染廢水的一種方法. 研究表明，吸附劑對于重金屬離子的作用機(jī)制包括靜電相互作用、共沉淀與內(nèi)層配位、表面絡(luò)合、化學(xué)沉淀、離子交換與物理吸附等[43]，而對于抗生素的作用機(jī)理主要為靜電吸引、氫鍵與π-π鍵相互作用[44]. 然而，與抗生素或重金屬單一污染吸附相比，復(fù)合污染的吸附機(jī)理有所不同. 重金屬離子可與抗生素中的各種官能團(tuán)相互作用，從而產(chǎn)生了不同的抗生素-重金屬絡(luò)合物，并改變了吸附劑的吸附行為. 重金屬離子對吸附劑吸附抗生素的影響一直存在爭議，但都存在合理的理論解釋. 一方面，重金屬離子可以通過靜電吸引、鹽析效應(yīng)(如溶液中Na+濃度增加會降低抗生素水溶性，增強(qiáng)其疏水性，從而導(dǎo)致更多的抗生素向吸附劑表面擴(kuò)散)或陽離子橋聯(lián)作用增加吸附劑對抗生素的表面吸附；另一方面，金屬離子也能通過競爭或者外層配位(中心重金屬離子的外層電子與吸附劑的配位絡(luò)合)減少吸附劑對抗生素的吸附. 不同的機(jī)制并不互斥，它們可以共同影響吸附劑對抗生素吸附效果[45]. 迄今為止，已有多種吸附劑用于處理抗生素和重金屬復(fù)合污染廢水，如生物炭、黏土、殼聚糖、石墨烯和蛭石等[46-50]. 其中，生物炭因其比表面積較大，吸附親和力強(qiáng)和生態(tài)友好等特點，被廣泛應(yīng)用于抗生素與重金屬復(fù)合污染廢水的處理中. 此外，可以通過多種修飾方法對吸附劑表面改性，如添加氧化劑、酸、堿或者金屬等來增強(qiáng)其吸附能力[51-54].

吸附法的優(yōu)點是吸附劑材料來源廣泛，成本低，操作簡單，吸附能力強(qiáng)，對多種抗生素和金屬均有去除效果. 然而，它也存在一定的固有局限性，如吸附材料難以再生，所適用的pH范圍有限以及無法真正將污染物質(zhì)降解等. 未來的研究方向應(yīng)著力于開發(fā)和優(yōu)化實用高效的吸附材料，并解決其回收再利用的問題.

2.2 絮凝

與吸附不同，絮凝指在某些高分子絮凝劑存在下，基于架橋作用，使膠粒形成較大絮凝團(tuán)的過程. 研究發(fā)現(xiàn)，絮凝劑對重金屬的絮凝作用強(qiáng)于抗生素[55]，原因在于重金屬通常是強(qiáng)電子受體，當(dāng)絮凝劑主鏈上存在巰基、羧基和膦酸基等強(qiáng)電子供體時，重金屬將在絮凝過程中被去除，而抗生素由于其復(fù)雜的結(jié)構(gòu)或可變的理化特性而無法通過絮凝作用輕易去除[56]. 當(dāng)利用絮凝劑來處理抗生素和重金屬復(fù)合污染水體時，基于“軟硬酸堿”理論和空間效應(yīng)，重金屬離子可以在特定條件下“橋接”絮凝劑與抗生素，形成三元絡(luò)合物從而達(dá)到協(xié)同去除污染物的目的[12]. Jia等[31]合成了一種具有芳香官能團(tuán)的殼聚糖基絮凝劑(BDAT-CTS)，用于同時處理溶液中的四環(huán)素和Cu2+，結(jié)果表明，Cu2+通過電荷吸引與配位作用被BDAT-CTS絮凝，而該絮凝劑中帶正電荷的三嗪環(huán)與四環(huán)素中帶負(fù)電荷的芳香環(huán)通過π-π堆疊作用使得四環(huán)素被絮凝.

絮凝是一種操作簡便、成本低、效益高的技術(shù)，已被廣泛用于污水處理. 當(dāng)使用基于生物質(zhì)的絮凝劑時，還具有環(huán)保的優(yōu)點[57]. 然而，在處理抗生素與重金屬復(fù)合污染廢水時，傳統(tǒng)絮凝劑無法凝聚電荷易變的復(fù)合污染物，因此，可以基于絮凝劑與金屬離子和抗生素的共同適配性對絮凝劑進(jìn)行改性處理，從而實現(xiàn)對抗生素與重金屬復(fù)合污染廢水的高效凈化.

2.3 膜分離

膜分離技術(shù)是利用選擇性分離功能的膜材料來實現(xiàn)溶液中不同組分分離純化的過程. 因其具有綠色節(jié)能的優(yōu)點，膜分離技術(shù)目前已被廣泛應(yīng)用于近零排放、無有害添加劑的領(lǐng)域[58]. 該技術(shù)是根據(jù)污染物顆粒大小、溶液濃度、pH和施加壓力來分離污染物，被認(rèn)為是從污染源中分離污染物的關(guān)鍵技術(shù)之一[59]. 目前，膜分離技術(shù)主要有三類模式，即雙重截留模式、截留吸附模式和雙重吸附模式，這三類模式均可同時去除廢水中的有機(jī)污染物和重金屬離子[60]. 傳統(tǒng)膜材料分為陶瓷膜和聚合物分離膜兩種類型，由于陶瓷膜具有疏水性和更好的化學(xué)穩(wěn)定性，更加適用于工業(yè)廢水的處理[61]. Zhao等[62]將青霉素酶共價固定在溴甲基聚合物超濾膜上，實現(xiàn)了青霉素污染廢水的快速高效處理. Shukla等[63]合成了一種羧化氧化石墨烯-聚苯砜納濾膜，用于去除廢水中的砷、鉻、鎘、鉛和鋅5種重金屬離子，去除率約為80%. Du等[64]在過氧單硫酸鹽輔助原位氧化技術(shù)與混凝工藝的基礎(chǔ)上結(jié)合陶瓷膜，同時去除了地下水中的Fe2+、Mn2+和磺胺二甲嘧啶. 但是，由于滲透選擇性與滲透通量相互制約，傳統(tǒng)陶瓷膜難以實現(xiàn)污染物的高效分離，而具有多孔網(wǎng)絡(luò)結(jié)構(gòu)的新型材料——金屬有機(jī)骨架(MOFs)成為了可供選擇的膜材料. MOFs由金屬離子(或離子簇)與有機(jī)配體通過化學(xué)鍵合作用連接而成，將MOFs引入高分子聚合物制備出MOFs/高分子聚合膜，抗生素分子在膜表面被吸附，重金屬離子與骨架上的金屬通過離子交換而去除[65-66].

膜分離技術(shù)具有工藝簡單、功能選擇性強(qiáng)及能耗低等優(yōu)點，且在應(yīng)用中易與其他技術(shù)相結(jié)合. 然而，在膜過濾過程中，吸附在膜表面的抗生素分子易導(dǎo)致膜結(jié)垢從而影響分離效率，而且即使抗生素解吸后，膜也無法完全被回收利用. 因此，新穎高效、可重復(fù)使用的膜材料的開發(fā)是提高膜分離效率的重要途徑.

2.4 光催化

隨著環(huán)境日益惡化，資源不斷耗竭，太陽能等可再生資源的利用備受關(guān)注. 近年來，光催化氧化成為處理復(fù)合污染廢水的主要研究方向之一. 光催化反應(yīng)速率主要取決于光催化劑和光能. 光催化劑是具有電子結(jié)構(gòu)的半導(dǎo)體材料，在光輻射下刺激生成的光致空穴和光生電子能夠參與抗生素與重金屬的氧化還原反應(yīng)[67]. 光催化可以破壞溶液中已經(jīng)生成的絡(luò)合物并釋放出重金屬離子，抗生素分子被空穴氧化降解，金屬離子得到電子被還原. 在抗生素與重金屬復(fù)合污染廢水的處理過程中，常用的光催化劑主要包括二氧化鈦、氧化鋅和氧化石墨烯等[68-70]. 此外，研究表明，兩種不同的半導(dǎo)體材料復(fù)合形成的異質(zhì)結(jié)(兩種不同的半導(dǎo)體相接觸所形成的界面區(qū)域)可以有效提高廢水中的抗生素和重金屬的去除率，如Wan等[71]合成了Z型納米復(fù)合材料四氧化三鈷/銀/鎢酸鉍異質(zhì)結(jié)，實現(xiàn)了鹽酸四環(huán)素(TCH)和Cr6+的同時去除，異質(zhì)結(jié)在Cr6+與TCH共存體系下對污染物的去除率比單一體系分別高出6.86倍(Cr6+)和2.58倍(TCH)；He等[72]利用聚鄰苯二胺-鈷鐵氧體對廢水中的四環(huán)素進(jìn)行光催化降解并同時還原了Cu2+，從而證實兩種光催化劑具有協(xié)同作用.

光催化技術(shù)的廣泛應(yīng)用是基于它能夠在環(huán)境溫度和大氣壓條件下實現(xiàn)有機(jī)配體的完全礦化，同時產(chǎn)生低毒的副產(chǎn)物[73]. 光催化是一種高效、快速的污染物處理技術(shù)，既經(jīng)濟(jì)又沒有二次污染的影響，是處理抗生素-重金屬復(fù)合污染廢水較為理想的技術(shù)手段. 然而，光催化過程中電子和空穴容易復(fù)合，影響了光催化劑的實際使用效果. 因此，未來可通過對光催化劑改性或其他修飾方法來增強(qiáng)光催化系統(tǒng)的有效性和對污染物的去除能力.

2.5 零價鐵基

近年來，零價鐵(ZVI)去除廢水重金屬和有機(jī)污染物的能力引起了廣泛關(guān)注. 然而，由于鈍化和表面活性降低，ZVI在水中的反應(yīng)性降低，因此需要對ZVI改進(jìn)來提高其反應(yīng)效率[74]. 納米尺度零價鐵(nZVI)通過增加比表面積來增強(qiáng)活性，有研究者提出使用nZVI作為活化劑可以消除有機(jī)物的官能團(tuán)，能夠降低有機(jī)物毒性，提高生物降解性[75]. Li等[76]的研究證實，nZVI能夠快速同時去除多種重金屬(如Cu、Zn、Ni和As等). 因此，nZVI在抗生素和重金屬的聯(lián)合去除方面具有廣闊的應(yīng)用前景，然而，目前將nZVI直接用于抗生素與重金屬復(fù)合污染廢水處理的研究較少，一般是將nZVI與其他金屬或者材料復(fù)合使用. 如褚蓉潔[77]利用nZVI-Cu雙金屬活化過硫酸鹽去除重金屬Cr6+的過程主要是通過吸附還原共沉淀的方式完成，而對鹽酸四環(huán)素的去除是通過聯(lián)合協(xié)同作用；Shao等[78]采用液相還原法合成了小麥秸稈負(fù)載的nZVI復(fù)合材料用于去除金霉素和Cu2+，研究發(fā)現(xiàn)，在抗生素和重金屬二元污染系統(tǒng)中，低濃度的Cu2+(Cu2+<10 mg/L)對金霉素的去除具有協(xié)同作用，高濃度的Cu2+則表現(xiàn)為競爭抑制.

零價鐵基技術(shù)運(yùn)行成本低且反應(yīng)時間短，在抗生素和重金屬復(fù)合污染廢水的處理中具有很高的應(yīng)用價值[79]. 然而，利用該技術(shù)處理水體污染物的研究大多數(shù)是在受控模式下進(jìn)行的，而實際水環(huán)境中存在復(fù)雜的基質(zhì)干擾和意外干擾(如可能的微生物副產(chǎn)物或化學(xué)抑制作用). 因此，ZVI的實際應(yīng)用效果可能會受環(huán)境因素的限制和影響，將ZVI改性或者與不同的物理、化學(xué)或生物方法相結(jié)合去除復(fù)合污染廢水是未來ZVI技術(shù)研究的重點.

2.6 人工濕地

人工濕地是經(jīng)過設(shè)計和構(gòu)建的工程系統(tǒng)，可以模擬自然濕地中發(fā)生的生物、化學(xué)和物理過程來去除污染物，能在更可控的環(huán)境中去除水中的污染物[80]. 已有研究[81-82]表明，人工濕地可以去除廢水中存在的多種單一類型的污染物，包括抗生素和重金屬. 抗生素在人工濕地中可能的降解機(jī)制包括在黑暗中的水解、光照過程中的光降解、基質(zhì)的吸附、植物吸收以及根際微生物的降解[83]. 不同類型的植物對特定的抗生素具有抗藥性和降解性，如濕地植物短葉茳芏(Cyperusmalaccensisvar.brevifolius)和水生黍(Panicumpaludosum)能夠耐受一定濃度的磺胺嘧啶污染[84]；芥菜(Brassicajuncea)對廢水中四環(huán)素的降解率可達(dá)到71%[85]. 微生物對不同類型的抗生素也有不同的降解方式，其主要通過氧化、水解、官能團(tuán)轉(zhuǎn)移和取代、裂解和羥基化/雙羥基化作用降解抗生素[86]. 人工濕地處理重金屬的機(jī)制主要為濕地基質(zhì)對重金屬的吸附以及植物根系分泌某些代謝產(chǎn)物改變重金屬價態(tài)，并轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬離子至地上部分積累再通過收獲而去除，濕地微生物可通過胞外吸附、胞內(nèi)積累以及氧化還原或甲基化等作用轉(zhuǎn)化重金屬[87].

然而，實際環(huán)境水體的抗生素和重金屬復(fù)合污染現(xiàn)象更為普遍，并且抗生素和重金屬的相互作用也不容忽視. Sayen等[88]研究發(fā)現(xiàn)，溶液中Cu2+的存在能夠增強(qiáng)蘆葦(Phragmitesaustralis)吸收恩諾沙星，而恩諾沙星卻抑制了蘆葦對Cu2+的積累. 此外，Almeida等[89]發(fā)現(xiàn)，在處理抗生素和重金屬復(fù)合污染廢水時，濕地中同時存在恩諾沙星和頭孢噻呋會改變植物對Cu2+的吸收機(jī)制，從而延長處理周期，影響其去除率. 抗生素和重金屬共存可能會抑制酶和微生物活性，并且可能對水生植物產(chǎn)生負(fù)面影響，同時會促進(jìn)抗生素和重金屬交叉抗性基因的進(jìn)化[90]. Li等[91]開展了人工濕地耦合微生物燃料電池對抗生素和重金屬復(fù)合污染廢水的凈化研究，發(fā)現(xiàn)在初始階段Zn脅迫增加目標(biāo)ARGs的豐度，而隨著時間延長，過多的Zn積累降低了ARGs的豐度. 此外，有研究表明可以通過曝氣或?qū)竦刂参锝臃N真菌等手段來強(qiáng)化人工濕地對抗生素或重金屬的凈化能力，如Chen等[92]研究發(fā)現(xiàn)，可以利用人工濕地預(yù)曝氣的方式去除水中11種常見的抗生素，抗生素的總?cè)コ蕿?7.4%～95.3%；Xu等[93]通過將叢枝菌根真菌(AMF)接種至濕地植物蘆葦根際形成蘆葦-AMF共生體系，接種AMF后的人工濕地對Cd和Zn的去除率分別達(dá)到了95.56%和86.88%. AMF通過提高抗氧化酶(超氧化物歧化酶和過氧化物酶)活性，減少脂質(zhì)過氧化物(丙二醛和活性氧自由基)積累，從而增強(qiáng)濕地植物對重金屬脅迫的耐受性[94]. 另外，Cao等[95]研究發(fā)現(xiàn)，AMF可在土壤中降解差向土霉素，其為土霉素(OTC)的主要降解產(chǎn)物，由此途徑AMF間接加速了OTC的降解. 據(jù)此可以推測，強(qiáng)化型人工濕地對于凈化抗生素和重金屬復(fù)合污染廢水甚至是ARGs污染具有潛在的研究價值.

與常規(guī)的水處理技術(shù)相比，人工濕地具有操作簡便、投入量少、運(yùn)營成本低等優(yōu)點，并且植物和微生物協(xié)同凈化廢水的模式?jīng)]有二次污染，環(huán)境影響小[96]. 但是，利用人工濕地凈化廢水的速率較慢，且植物和微生物對毒性化學(xué)物質(zhì)較為敏感[97]. 另外，人工濕地凈化抗生素和重金屬復(fù)合污染廢水的研究較少，復(fù)合污染下的處理效果及穩(wěn)定性尚不明確. 因此，在今后的研究中應(yīng)重點關(guān)注抗生素和重金屬在人工濕地系統(tǒng)中的環(huán)境行為和遷移分布規(guī)律，并探明人工濕地凈化二者復(fù)合污染的作用機(jī)制，與此同時，應(yīng)充分考慮水中抗生素與重金屬相互作用，選擇合適的濕地植物，并聯(lián)合其他處理技術(shù)以提高污染物的去除率.

綜上，已有研究者在實驗室采取以上技術(shù)針對抗生素和重金屬復(fù)合污染廢水進(jìn)行了處理. 不同處理技術(shù)的特點及去除率如表2所示.

表2 不同處理技術(shù)的特點及去除率

3 結(jié)論與展望

a) 抗生素和重金屬在水環(huán)境中能夠相互作用，其絡(luò)合物的形成主要受到抗生素官能團(tuán)的種類、重金屬離子的類型和溶液pH的影響. 由于絡(luò)合物的結(jié)構(gòu)復(fù)雜，毒性可變，目前鮮有研究報道水中抗生素和重金屬絡(luò)合物的去除技術(shù). 鑒于當(dāng)前處理技術(shù)對抗生素和重金屬已有較高的去除率，未來還應(yīng)進(jìn)一步開展針對絡(luò)合物去除技術(shù)的研究，挖掘不同技術(shù)對抗生素和重金屬復(fù)合污染去除的綜合潛力，全方面提高去除效率，達(dá)到改善抗生素和重金屬復(fù)合污染水體的目的.

b) 當(dāng)前對抗生素與重金屬復(fù)合污染廢水的凈化技術(shù)主要包括吸附、絮凝、膜分離、光催化、零價鐵基和人工濕地等. 其中，吸附法是當(dāng)前應(yīng)用最多的一種方法，光催化和人工濕地技術(shù)由于處理成本低及環(huán)境友好的特點而具備廣闊的發(fā)展前景，而絮凝劑和零價鐵基的改性能提高去除效率. 對于抗生素和重金屬復(fù)合污染水體的治理，目前面臨的挑戰(zhàn)是節(jié)能、資源回收以及開發(fā)更有效可控和環(huán)保的水處理技術(shù). 為了更好地利用不同技術(shù)對抗生素和重金屬復(fù)合污染水體的凈化機(jī)制，尋求經(jīng)濟(jì)高效的技術(shù)組合實現(xiàn)對污染物的協(xié)同處理值得深入研究.

c) 環(huán)境水體中重金屬和抗生素復(fù)雜多樣，相互作用會對水生環(huán)境產(chǎn)生影響，目前研究都是在實驗室可控條件下進(jìn)行的，今后應(yīng)關(guān)注各種處理技術(shù)在實際環(huán)境水體中的應(yīng)用效果，綜合評估復(fù)合污染的環(huán)境影響. 由于環(huán)境水體中抗生素的濃度很低，一般以ng計，對水體抗生素的快速精準(zhǔn)檢測在技術(shù)上還比較困難，國外目前也沒有任何國家或機(jī)構(gòu)將抗生素納入環(huán)境監(jiān)測指標(biāo)，當(dāng)前我國只針對含高濃度抗生素廢水的制藥行業(yè)發(fā)布了《發(fā)酵類制藥工業(yè)水污染物排放標(biāo)準(zhǔn)》(GB 21903—2008). 但抗生素的環(huán)境影響是長期的，因此仍需開發(fā)快速有效的水體抗生素檢測技術(shù)，制訂水體抗生素排放標(biāo)準(zhǔn)的相關(guān)法規(guī)，并對新污染物ARGs和MRGs的生成機(jī)理及其影響因素開展進(jìn)一步研究，以期為有效處理抗生素和重金屬復(fù)合污染廢水提供科學(xué)依據(jù).