2018, Vol. 39
2. 省部共建分离膜与膜过程国家重点实验室, 天津 300387;
3. 西北大学城市与环境学院, 西安 710127
2. State Key Laboratory of Separation Membranes and Membrane Processes, Tianjin 300387, China;
3. College of Urban and Environmental Science, Northwest University, Xi'an 710127, China
由于缺乏科学的药品管理和指导以及公众对抗生素的不当使用, 我国是世界上滥用抗生素最严重的国家之一[1].抗生素作为新型环境污染物, 通过农用、医用兽用以及生产废水排放等多种途径进入了环境水体, 进而威胁公众的饮用水安全[2]. 20世纪80年代, Watts等[3]首次报道在地表水中检测到了1 μg·L-1浓度的红霉素、磺胺甲唑和四环素, 水环境中的抗生素开始引起高度关注[4].近年来, 环境水体中抗生素的出现、迁移及潜在危害已成为国际上环境领域研究的热点问题之一[5~8].有研究表明, 在天津的淡水养殖水体、海河、土壤中均发现了不同浓度的抗生素[9~11], 水源水中也检测出了多种类型的抗生素[12, 13], 由此引起的饮用水化学安全问题逐渐受到重视.然而针对环境水体中抗生素的来源、分布和迁移规律的研究, 目前大部分集中在地表水、地下水以及污水处理厂, 在供水系统方面研究较少.现有给水厂的处理工艺单元没有针对抗生素等新型污染物而设计[14], 抗生素在饮用水制水和供给过程中的迁移与去除情况仍不清晰, 因此研究供水系统中抗生素分布特征和迁移规律, 考察现有水处理工艺单元的去除效率, 对饮用水安全保障具有重要意义.本文应用固相萃取富集法(SPE)和高效液相色谱质谱联用(HPLC-MS)的分析方法对两个不同处理工艺的给水厂以及供水管网中的抗生素浓度水平和分布特征等进行了分析, 并基于不确定分析方法对饮用水中的抗生素引起的健康风险进行了评价, 以期为了解天津市供水系统中抗生素的分布特征、迁移转化及其潜在危害提供参考, 并为给水厂的运行条件优化和工艺改造给予数据支持, 从而保障城市饮用水安全.
1 材料与方法 1.1 仪器与试剂1200高效液相色谱(USA, Aglient), 6410B三重四极杆质谱分析仪(USA, Aglient), VacElut SPS 24固相萃取装置(USA, Aglient), N-EVAP氮吹浓缩仪(USA, Organomation), SB-5200DTS超声波清洗器(China, SCIENT), BSA224S分析天平(Germany, Sartorius).根据自来水中抗生素种类的全扫描分析结果, 并结合已有的天津水体中抗生素分布研究[10, 11], 确定了6类10种抗生素, 包括四环素类：四环素(TC, 98.0%)、强力霉素(DXC, 98.7%); 喹诺酮类：氧氟沙星(OFC, 99.0%)、恩诺沙星(ERC, 98.5%)、甲氧苄啶(TMP, 98.7%); β-内酰胺类：青霉素G(PEN, 99.5%); 大环内酯类：罗红霉素(ROX, 97.0%); 林可酰胺类：林可霉素(LIN, 99.2%); 磺胺类：磺胺甲基嘧啶(SMR, 99.2%)、磺胺甲唑(STX, 99.0%), 其标准品均为粉末样品, 购自德国奥格斯堡公司(Dr. Ehrenstorfer GmbH, Germany); 阿特拉津(13C3-Atrazine)丙酮溶液, 浓度100 ng·μL-1, 购自百灵威; 咖啡因(13C3-Caffeine)甲醇溶液, 浓度1.0 mg·mL-1, 购自美国剑桥同位素实验室(Cambridge Isotope Laboratories, USA).溶剂：甲醇(HPLC级, Fisher, USA), 甲酸(85%, HPLC级, Duksan), 乙腈(HPLC级, Fisher, USA), 甲酸铵(HPLC级, CNW, Germany), 超纯水(电阻率≥18.2 MΩ·cm, Millipore, USA).
1.2 采样点选择选取天津市某自来水厂A水厂和B水厂为研究对象, A、B水厂采用相同水源(以引江水为主, 滦河水为备用水源). A、B水厂供水能力分别50万m3·d-1和30万m3·d-1, 均采集原水、滤前水、滤后水和水厂出水, 各水厂的工艺单元流程及采样点见图 1.每次连续放水10 min后用水样采集器采集水样5 L, 采集完成后用棕色瓶迅速运回实验室, 4℃避光保存, 24 h内进行抗生素的检测分析(每份样品均设置两个平行样品, 以平均值作为该样品的分析结果), 总共随机采样12次.
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图 1 A水厂和B水厂采样流程示意 Fig. 1 Sampling process for water plant A and B |
为分析抗生素在给水管网中的分布迁移变化, 选取A水厂一条主要输配水干管作为研究对象.采样管段为管径DN1400和DN1000的铸铁管.从管段起点处开始, 沿水流方向每隔600 m设置采样点, 共设6个采样点, 总输水距离约为3.3 km, 采样点的布设情况见图 2.
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图 2 管网采样示意 Fig. 2 Sampling sites in the pipe network |
样品经抽滤、固相萃取、氮吹前处理后转移至HPLC-MS的进样瓶待测[15].柱温40℃, 进样量10 μL, 流动相流速0.30 mL·min-1, 水相为3%甲酸、0.1%甲酸铵水溶液, 有机相为1:1甲醇:乙腈, 各抗生素能达到良好分离且色谱峰型较好, 整个仪器分析过程在19 min之内完成.相关系数R2均大于0.999 0, 检出限0.001~0.26 ng·L-1, 加标回收率处于77.12%~126.37%, 相对标准偏差小于9.34%.
为评价给水厂在各处理单元及整个工艺流程中对目标抗生素的去除效果, 抗生素去除率计算公式如下：
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(1) |
式中, ηj, i：j工艺对抗生素i的去除率; cj, i：j工艺中抗生素i的浓度, ng·L-1; cj+1, i：j工艺后续工艺中抗生素i的浓度, ng·L-1; η总, i：水厂各工艺对抗生素i的总去除率; c原水, i：原水中抗生素i的浓度, ng·L-1; c出水, i：出水中抗生素i的浓度, ng·L-1.
为探讨抗生素在给水管网中的衰减规律, 假设其符合一级动力学模型[16]：
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(2) |
式中, c：浓度, ng·L-1; t：时间, min; c0：物质的初始浓度, ng·L-1.
衰减系数(K)为：
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(3) |
式中, v：水流速, m·s-1; L：取样点i与i+1之间的距离, m; ci：取样点i处抗生素的浓度, ng·L-1.
1.4 健康风险评价方法人群通过饮食(主要指饮水)途径摄取污染物的量化估算模型为：
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(4) |
式中, CDIdw：饮水途径污染物的日均暴露剂量, mg·(kg·d)-1; cdw：水中污染物的浓度, mg·L-1; TF：水厂净化系数, 无量纲; U：日均饮水量, L·d-1; ABS：胃肠吸收因子, 无量纲; EF：暴露频率, d·a-1, 按360计算; ED：暴露期, a, 按75计算; AT：平均暴露时间, AT=EF×ED, d; BW：人体平均体重, kg.
人类在洗浴过程中会通过皮肤吸收水中的污染物, 其暴露模型如下：
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(5) |
式中, cdw：水中污染物的浓度, mg·L-1; SA：可接触的皮肤表面积, cm2; Kp：皮肤表面化学污染物的渗透常数, cm·h-1; FE：洗浴频率, d-1; FT：洗浴时间, h; CF：单位转化因子, 1 L·(1 000 cm3)-1; EF：暴露频率, d·a-1; ED：暴露期, a; BW：平均体重, kg; AT：平均暴露时间, d, 具体参数详见表 1.
抗生素的致癌风险评价采用风险值(risk, R)[19]：
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(6) |
式中, CDI(chronic daily intake)：单位体重的暴露剂量, mg·(kg·d)-1; β：暴露摄入的致癌强度系数, kg·d·mg-1.
多种抗生素的致癌风险：
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(7) |
式中, Ri代表化学物i的致癌风险.
本文采用Zeise等[20]建立的模型计算致癌效力：
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(8) |
式中, β：暴露摄入的致癌强度系数, kg·d·mg-1; LD50(median lethal dose)：动物半数致死量, mg·kg-1; C, D：回归系数.
人类致癌效力：
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(9) |
式中, βh：人类致癌强度系数, kg·d·mg-1; Kah：种间转化系数(美国EPA推荐值4.7)[21], 无量纲; βa：动物致癌强度系数, kg·d·mg-1.
抗生素的非致癌风险[22]：
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(10) |
式中, HQ(hazard quotient)：风险危害商值, 无量纲; CDI：单位体重的暴露剂量, mg·(kg·d)-1; RfD(reference doses)：污染物的非致癌参考剂量, mg·(kg·d)-1.
采用Strenge等[23]提出的模型来估算其非致癌参考剂量：
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(11) |
式中, LD50(median lethal dose)：动物半数致死量(数据来源于美国国家药品数据库), mg·kg-1; 4×10-5为经验转化系数[24], d-1.
多种复合化合物与多种暴露途径的非致癌性风险的综合评价：
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(12) |
式中, CDIij：第i种污染物第j种暴露途径的单位体重的暴露剂量, mg·(kg·d)-1; RfDi：第i种污染物第j种暴露途径的非致癌参考剂量, mg·(kg·d)-1.
美国EPA规定, 污染物致癌风险指数小于或等于1×10-6, 则致癌风险可接受.对于非致癌风险, 风险指数大于1, 则非致癌风险不可接受; 风险指数0.1~1, 风险较大; 风险指数小于0.1, 风险可接受[25].
本研究采用Crystal Ball 11.1.2.2实现蒙特卡罗取样分析, 进行健康风险评价的不确定性分析, 从而提高风险评价结果的可靠性以及降低决策的风险度.已有研究表明, 通常情况下环境中污染物浓度呈对数正态分布[26].本研究对管网中各抗生素浓度做对数转化后, 在K-S检验基础上, 运用SPSS 20.0在α=0.05的显著性水平上对数据进行正态分布检验.
2 结果与讨论 2.1 给水厂各处理工艺单元对抗生素的去除分析6类10种抗生素在A水厂各处理工艺单元均有检出, 除罗红霉素和青霉素G的检出频率分别为41.7%和91.7%外, 其余8种抗生素均100%检出, 10种抗生素在各处理单元的浓度水平如图 3(a).原水中的总抗生素浓度为337.44~1 530.99 ng·L-1, 其中磺胺甲唑平均浓度最高, 磺胺甲基嘧啶次之, 而罗红霉素最低, 分别为206.82、136.77和1.14 ng·L-1.磺胺类抗生素使用量大, 且具有较强的亲水性, 在水中稳定性高, 可通过径流、雨水冲刷等途径进入水环境, 从而容易污染水体[27], 造成了磺胺类抗生素的高检出率和高浓度.虽同属四环素类, 但四环素的平均浓度比强力霉素(98.23 ng·L-1)低近一倍(48.98 ng·L-1), 说明强力霉素比四环素的应用更广泛, 使用量更大.经过混凝气浮处理工艺后, A2处[图 1(a)]采集的滤前水总抗生素浓度为134.53~1 032.34 ng·L-1, 各抗生素的浓度范围为1.44~241.29 ng·L-1不等, 磺胺甲唑平均浓度(104.68 ng·L-1)最高, 磺胺甲基嘧啶(93.04 ng·L-1)次之. A水厂过滤工艺单元为双阀滤池, 滤后水总抗生素浓度为172.89~966.62 ng·L-1, 平均浓度最高的仍然是磺胺甲唑(111.56 ng·L-1), 其次是强力霉素(100.20 ng·L-1).氯胺接触消毒池为最后的处理单元, 消毒之后的自来水将被输送至用户, 出水中抗生素的总浓度范围为197.93~1 137.98 ng·L-1.如图 3(a)所示, A水厂出水中恩诺沙星浓度水平(126.43 ng·L-1)最高, 说明经过各处理工艺后恩诺沙星污染较严重.磺胺类中磺胺甲唑的浓度较滤前水、滤后水有所升高, 平均浓度为122.33 ng·L-1, 远高于美国某水厂出水(12.7 ng·L-1)[28], 其短期毒性不显著, 但低剂量长期摄入仍可损伤肾脏, 造成机体免疫力降低[29], 因此磺胺甲唑的污染问题应引起重视.四环素类的强力霉素浓度高于四环素, 此类抗生素在我国曾广泛用于临床及兽医学, 但现在主要用作兽药[4].
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图 3 A水厂和B水厂各处理阶段抗生素的平均浓度水平 Fig. 3 Average concentration of antibiotics in the treatment process from water plant A and B |
B水厂各处理单元的抗生素浓度如图 3(b), 各处理单元除罗红霉素未检出外, 其余9种抗生素检出率均为100%, 检出浓度范围为4.00~332.30 ng·L-1.原水中磺胺甲基嘧啶平均浓度最高(231.49 ng·L-1), 磺胺甲唑次之(105.38 ng·L-1). B2处[图 1(b)]采集的滤前水, 抗生素浓度范围为395.17~695.18 ng·L-1, 磺胺甲基嘧啶平均浓度最高. B水厂采用整体滤板V型滤池, 经过滤后抗生素浓度范围为332.30~670.93 ng·L-1, 磺胺类占抗生素总量的45.26%, 仍是浓度最高的抗生素.滤后水经紫外和氯消毒后达到出厂要求, 出水中总抗生素的浓度范围为199.44~320.10 ng·L-1.四环素平均浓度最低(10.88 ng·L-1), 而磺胺甲唑的平均浓度(51.72 ng·L-1)远低于A水厂出水.
A水厂各处理工艺的抗生素去除效率见图 4(a), 抗生素的总去除率为-46.47%~45.10%, 从中可看出对抗生素类物质去除起主要作用的是混凝工艺.在混凝工艺中抗生素的去除效率与絮体特性、抗生素的酸度系数pKa以及沉积物-水分配系数pKoc相关, 抗生素pKa越大, 越易被带正电荷的絮体吸附, 此吸附作用受pKoc影响, 但具体关系式有待进一步研究[30].过滤工艺对抗生素的平均去除率为负值, 通过滤池后水体中的抗生素除甲氧苄啶、林可霉素和磺胺甲基嘧啶外其余浓度均有所增高, 推测滤池中可能存在抗生素的富集残留现象, 从而导致滤后抗生素浓度升高. 图 4中氯化消毒工艺中抗生素的去除结果显示, 氯化消毒工艺后各抗生素的去除率全部为负值, 这是因为水中抗生素前体物质在氯胺消毒工艺的促进作用下会再次反应生成抗生素, 从而使其浓度升高[31, 32]. 图 4(a)中的误差线显示A水厂各处理工艺对抗生素的去除效率波动较大, 造成此现象的原因主要是水厂处理单元运行工况的不同和原水中抗生素浓度的变化.因此当水源抗生素的污染状况比较严重时, 水厂仅采用常规处理工艺不能保障饮用水水质安全, 这与此前相关研究结果一致[33].
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图 4 A水厂和B水厂各工艺对抗生素的去除效率 Fig. 4 Removal efficiencies of antibiotics in water plant A and B |
B净水厂各处理单元对抗生素的去除效率见图 4(b).从中可知, 各处理工艺对抗生素均有一定的去除效果, 单种抗生素的去除效率范围为0.44%~53.49%, 总去除率为40.25%~70.33%, 其去除效果明显优于A水厂的常规处理工艺, 抗生素总浓度由进厂时的700.14 ng·L-1下降到出厂时的275.76 ng·L-1, 说明预臭氧、强化混凝和紫外消毒等深度处理工艺对水中抗生素的去除更有效.其中预臭氧+混凝沉淀工艺对四环素和强力霉素的去除效率分别为16.29%和15.62%.有研究表明, 臭氧氧化技术在去除水体中四环素类抗生素方面具有较大潜力, 但是若接触时间大于5 min, 产生的副产物会具有更强的生物毒性[34].紫外消毒工艺对喹诺酮类容易光降解的抗生素有较好的去除效果[35], 其中氧氟沙星、恩诺沙星和甲氧苄啶的去除率分别为33.28%、46.36%和53.49%.在紫外+氯联用消毒阶段抗生素的总体去除效果最好, 而过滤工艺去除效率最低.大量研究表明, 紫外光降解对抗生素的去除率在催化剂存在条件下可高达80%~90%[36, 37].整个工艺流程对甲氧苄啶的去除效率最高(70.33%), 磺胺甲基嘧啶次之(64.89%).即使深度处理工艺对抗生素的去除效率更高, 仍不能完全解决水体中抗生素的污染.
2.2 给水管网中抗生素的分布及衰减规律本研究选取了A水厂出厂的某配水干管, 对管网中抗生素浓度水平进行了研究, 探索给水管网中抗生素的分布情况, 对保障城市饮用水安全和解析污染物对人类健康的潜在影响具有重要价值.
2.2.1 给水管网中抗生素浓度水平表 2列出了给水管中目标抗生素残留水平的统计学数据, 分析显示10种抗生素中除罗红霉素的检出率为75.0%外, 其余均为100.0%, 总抗生素浓度范围为542.35~1 683.17 ng·L-1.其中罗红霉素浓度最低, 平均浓度仅为4.52 ng·L-1.磺胺类占总抗生素质量分数的36.89%, 磺胺甲基嘧啶平均浓度最高, 为234.28 ng·L-1, 高于华东地区某水源中的磺胺甲基嘧啶浓度[38].而磺胺甲唑的平均浓度为162.84 ng·L-1, 远高于Qiao等[30]于2009~2010年检测的中国南方某管网中磺胺甲唑的浓度(0.14 ng·L-1).
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表 2 管网中抗生素浓度水平和衰减系数(n=12) Table 2 Concentration and attenuation coefficient of antibiotics in the pipe network |
2.2.2 给水管网中抗生素的衰减规律
10种抗生素的衰减系数K见表 2.由于K值没有通过实时分析和追踪量化, 仅能代表潜在和相对持久的不同抗生素的整体衰减系数, 而不能作为预测特定抗生素迁移转化模型的降解系数.如表 2所示, 抗生素在给水管网中的衰减模式符合一级反应动力学模型, 显著性系数P < 0.05, 相关系数R2的范围为0.824~0.944.抗生素在管网中的衰减趋势可描述为指数曲线, 初始衰减速度快, 当抗生素浓度达到一定水平后, 其衰减速率逐渐平稳.衰减系数为林可霉素 < 四环素类 < 喹诺酮类 < 青霉素 < 磺胺类, 此结果与国内外对抗生素在开放水体中的相关研究基本一致, 即降解难度四环素类 < 喹诺酮类 < 磺胺类[39].因罗红霉素的检出率为75%, 所以无法评估其衰减模式.
抗生素的化学稳定性和分配系数等因素决定了其在水体中的稳定性.林可霉素在自然条件下光降解和水解降解效率很低[40], 所以其在管网中的快速衰减主要是由吸附作用引起的, 而主要机制是阳离子交换, 在pH约为7时吸附速率最快[41].四环素类抗生素大部分以阴离子的形式存在, 其与铸铁管管壁腐蚀层之间的静电吸附作用是四环素类抗生素快速衰减的主因[42], 此外, 与水中钙镁离子等发生的络合反应也促进了四环素类抗生素在管网中的消减.喹诺酮类抗生素容易被吸附和光降解[35], 由于管网为密闭环境, 可排除喹诺酮类抗生素光降解的可能性, 其在给水管中的衰减主要归因于吸附机制.磺胺类抗生素在水中化学稳定性强且溶解度高[38], 其衰减速率低于其它抗生素.
2.3 饮用水中抗生素的健康风险评价有研究证实菌群失调与多种癌症相关, 而反复使用特定种类抗生素会导致罹患某些癌症的风险显著升高[43].本研究采用了美国环保署推荐的健康风险评价模型, 依据给水管网中10种抗生素的分布迁移数据, 采用蒙特卡洛法对饮用水中的抗生素通过饮水和皮肤接触两种暴露途径的暴露剂量进行了模拟计算, 并对其致癌风险和非致癌风险进行了评估.根据正态分布检验数据表明, 管网中抗生素的浓度服从对数正态分布. 6类10种抗生素的皮肤渗透系数、非致癌参考剂量以及人类致癌强度系数参考表 3.
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表 3 抗生素相关的指标选用值 Table 3 Values of indexes related to antibiotics |
图 5为通过饮水途径暴露引起的致癌和非致癌风险水平, 其中四环素、强力霉素和磺胺甲唑所引起的致癌风险水平最高, 处于10-7数量级, 与警戒值(虚横线)仅相差一个数量级, 其余抗生素的致癌风险均处于10-8数量级.各抗生素通过皮肤接触途径的风险水平见表 4, 其中磺胺甲唑通过皮肤接触途径所引起的风险水平最高.健康风险评价结果表明, 饮用水中多种抗生素引起的致癌风险和非致癌风险均属可接受风险.饮水途径所致风险远高于皮肤接触, 其中通过饮水途径造成的风险为成年男性高于成年女性, 皮肤接触途径则呈相反规律.如表 4所示, 抗生素经皮肤接触导致的非致癌风险从10-12~10-7数量级不等, 致癌风险处于10-13~10-10的数量级, 均低于警戒值, 属于可接受风险.对饮用水中10种抗生素的总致癌风险和非致癌风险进行模拟计算得到不同人群总致癌风险值(男性5.64×10-7, 女性5.45×10-7)和总非致癌风险(男性5.78×10-4, 女性5.59×10-4)都处于可接受风险水平.
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图 5 饮用水中各抗生素对不同人群的饮水致癌风险水平和非致癌风险水平 Fig. 5 Carcinogenic and non-carcinogenic health risks of antibiotics from drinking water for different groups |
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表 4 不同人群通过皮肤接触暴露引起的风险水平 Table 4 Health risk caused by skin contact for different groups |
3 结论
(1) 通过对天津市A水厂和B水厂中10种目标抗生素的检测分析, 两水厂的抗生素在各处理工艺单元中呈现出了不同的分布特征. A水厂对抗生素的总去除率为-46.47%~45.10%, 其中起主要作用的是混凝工艺. B水厂的总去除率为40.25%~70.33%, 紫外+氯消毒阶段对抗生素的去除效果最好, 预臭氧+混凝沉淀工艺次之.而过滤工艺在A、B两个水厂中对抗生素的去除效率最低.结果表明B水厂的深度水处理工艺对抗生素类物质的处理效果明显优于A水厂的常规处理工艺, 然而出水中仍有抗生素检出, 且浓度范围为4.00~78.31 ng·L-1.
(2) 给水管网中抗生素分布的分析结果表明：除罗红霉素的检出率为75.0%外, 其余9种抗生素均为100.0%检出.单种抗生素浓度范围为nd~348.99 ng·L-1, 其中磺胺类占抗生素总量的36.89%.给水管中的抗生素浓度随输送距离的增长而逐渐降低.抗生素在管网中衰减系数为林可霉素 < 四环素类抗生素 < 喹诺酮类抗生素 < 青霉素 < 磺胺类抗生素.
(3) 依据不确定性分析法对10种抗生素通过饮水和皮肤接触两种途径的健康风险进行评价, 饮水途径中四环素、强力霉素和磺胺甲唑引起的风险水平明显高于其它种类抗生素; 而皮肤接触途径中磺胺甲唑所引起的风险水平最高.但各类抗生素造成的致癌风险和非致癌风险均处于可接受风险的水平, 通过饮水途径所致的风险明显高于皮肤接触.不同人群的总致癌风险及总非致癌风险都属于可接受风险.
(4) 本研究着眼于供水系统中典型抗生素的浓度水平及其分布规律, 比较分析了现有水处理工艺单元对抗生素的去除效率, 对抗生素可能构成的风险作出了评价, 为供水安全保障和供水技术改进给予理论依据和数据支撑, 同时也为其它地区开展类似的研究提供借鉴.
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