环境科学  2023, Vol. 44 Issue (4): 2136-2146   PDF    
引用本文
严棋. 上海市从源头到龙头的饮用水新型污染物分布特征及健康风险评价[J]. 环境科学, 2023, 44(4): 2136-2146.
YAN Qi. Distribution Characteristics and Health Risk Assessment of Emerging Contaminants from Raw Water to Drinking Water in Shanghai[J]. Environmental Science, 2023, 44(4): 2136-2146.
上海市从源头到龙头的饮用水新型污染物分布特征及健康风险评价
严棋     
上海城市水资源开发利用国家工程中心有限公司, 上海 200082
收稿日期: 2022-03-02; 修订日期: 2022-07-07
作者简介: 严棋(1990~), 男, 硕士, 主要研究方向为饮用水安全保障, E-mail: yanqi12390@126.com
摘要: 通过监测饮用水新型污染物从源头到龙头的分布情况，研究明确了藻毒素、内分泌干扰物和抗生素三类新型污染物在各供水环节中的浓度情况，并对各类新型污染物对人体的健康风险开展评价工作.结果表明，进厂水中的藻毒素主要以MC-RR和MC-LR为主，内分泌干扰物仅为双酚S和雌酮两种.经过水厂处水工艺后，上述污染物可得到有效的去除.监测期间，除2020年1月检出磺胺类抗生素，其余时段的抗生素类型主要以氟甲砜霉素（FF）为主.FF的去除效果对氯的形态有较明显的相关性，自由氯消毒相对于化合氯消毒，对FF的去除效果较为良好.藻毒素的风险度、内分泌干扰物的非致癌风险值和抗生素的风险商值均远小于1，尤其在二次供水环节，表明这三类饮用水新型污染物对人体健康均不构成直接威胁.
关键词: 从源头到龙头      藻毒素      内分泌干扰物      抗生素      健康风险评价     
Distribution Characteristics and Health Risk Assessment of Emerging Contaminants from Raw Water to Drinking Water in Shanghai
YAN Qi     
Shanghai National Engineering Research Center of Urban Water Resources Co., Ltd., Shanghai 200082, China
Abstract: By monitoring the distribution of emerging contaminants in drinking water from the source to the tap, the concentration of algal toxins, endocrine disruptors, and antibiotics in each water supply link were determined, and the health risks of emerging contaminants to the human body were evaluated. The results showed that algal toxins in the waterworks inflow were mainly MC-RR and MC-LR, whereas the only endocrine disruptors in the waterworks inflow were bisphenol-s and estrone. The algal toxins, endocrine disruptors, and antibiotics were removed effectively after the water treatment process in the waterworks. During the monitoring period, florfenicol (FF) was mainly detected, except in January 2020 when a large number of sulfa antibiotics were detected. The removal effect of FF was obviously correlated with the form of chlorine. Compared with that of combined chlorine disinfection, free chlorine disinfection had a better effect on the removal of FF. The health risk numbers of algal toxins, endocrine disruptors, and antibiotics were far less than 1, especially in the secondary water supply. The results showed that the three emerging contaminants in drinking water did not pose a direct threat to human health.
Key words: from raw water to drinking water      algal toxins      endocrine disruptors      antibiotics      health risk assessment     

随着经济社会发展和人口增长, 越来越多的医药和化学品用于人类的生活与生产, 并通过农用、医用兽用和生产废水排放等多种途径进入环境水体, 进而威胁公众的饮用水安全和人类健康[1~3].抗生素作为一种典型的新型污染物[4], 其在水体中的残留与去除已引起国内外学者的广泛关注和研究.20世纪80年代, Watts等[5]首次报道在地表水中检测到了1μg ·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[6].水厂作为饮用水处理最为关键的环节, 因此, 大多数的研究也集中于水厂对抗生素的去除效果中.姚宏等[7]以美国常用的CLA、ERY、LEV、SUL和TRI抗生素为去除目标, 研究了水厂各处理单元和不同采样季节目标抗生素的去除规律; 姜蕾等[8]通过对饮用水厂的采样检测, 初步研究了原水中磺胺类、喹诺酮类和大环内酯类典型抗生素在水厂的去除特点, 并分析出了水厂中抗生素的健康风险现状.然而, 抗生素在供水环节(尤其是市政管网和二次供水环节)中的赋存情况仍缺乏相应地调查和研究.

水库型水源的投入和使用, 可将区域内原水的分散取水改变为集约化取水, 进一步保证了该区域内的供水安全.然而, 部分水库型水源的来水周边养殖业相对密集和抗生素使用量较大, 同时河网密集, 受上游污染排放影响较大, 存在抗生素和内分泌干扰物等新型污染物风险[9, 10].此外, 若水库中水动力较弱, 则有利于藻类的生成[11], 也存在藻类生长而导致藻毒素浓度升高的风险.因此, 亟需开展调查研究, 明确现阶段相关水库内各类型抗生素、内分泌干扰物和藻毒素的浓度情况.在水厂环节, 区域内水厂处理工艺存在差异, 因此不同水厂对抗生素、内分泌干扰物和藻毒素的去除效果也亟待对比研究.

本研究选取抗生素32项、内分泌干扰物14项和藻毒素9项作为水质指标, 分析上述新型污染物在原水、出厂水、管网末梢水和二次供水的供水全流程中的浓度情况, 进一步了解其在供水环节中的分布特征和健康风险.

1 材料与方法 1.1 主要试剂与仪器

藻毒素、内分泌干扰物和抗生素标准品, 用甲醇溶解, 配置成100 μg ·mL-1储备溶液, -20℃保存, 标准工作溶液现用现配.甲酸、甲醇和乙腈均为色谱纯, 购于Merck(Darmstadt, Germany).乙二胺四乙酸二钠(Na2EDTA, ≥99%), 购于Amresco(Solon, OH, USA).试验用纯水取自Milli-Q纯水仪(Millipore, Bedford, MA, USA).其他药品试剂为分析纯.

0.7 μm玻璃纤维滤膜(GF/F, Whatman, England), 用于水样过滤.固相萃取装置(Supelco, USA), Oasis HLB固相萃取柱(500 mg/6 mL, Waters, USA), 用于水样净化富集.Turbo Vap Ⅱ氮气自动浓缩仪(Caliper, USA), 用于富集后样品浓缩. 0.22 μm PVDF针式滤膜(Millipore, USA), 用于浓缩后样品过滤.安捷伦液相色谱-串联质谱仪(Agilent 1260 HPLC液相色谱仪系统, Agilent 6430 Triple Quad三重四级杆串联质谱仪, 电喷雾电离源), 用于新型污染物的检测分析.

1.2 监测方案和水厂工艺简介 1.2.1 监测指标

针对1号水源受上游来水水质影响, 存在氨氮浓度和有机污染物浓度偏高的风险[12], 本研究选取的新型污染物监测指标如表 1所示.藻毒素9项, 其中微囊藻毒素7项、节球藻毒素和柱孢藻毒素; 内分泌干扰物14项, 为化工原料类5项、雌激素类6项和雄激素类3项; 抗生素32项, 为林可酰胺类1项、磺胺类13项、喹诺酮类6项、四环素类5项、大环内酯类3项、β-内酰胺类1项和氯霉素类3项.

表 1 新型污染物监测指标 Table 1 Monitoringindex of emerging contaminants

1.2.2 监测点位和频率

监测点位和采样频率的设置如表 2所示, 以各水厂(A~F水厂)出发, 并选取对应的管网水和二次供水采样点, 实现了新型污染物从源头到龙头的全流程监测.同时, 为对比2号水源和对应出厂水、管网水、二次供水的新型污染物浓度情况, 本研究也选取了以2号水源为水源的G、H水厂和对应管网水、二次供水作为监测对象.采样时间从2019年4月持续至2020年6月, 共开展了6次新型污染物采样检测工作.

表 2 监测点位和频率 Table 2 Monitoring point and frequency

1.2.3 水厂工艺简介

本研究所选取的水厂包括1号水源供水的A~F水厂, 以及2号水源供水的G水厂和H水厂.目前, 上述水厂均为深度处理水厂, 采用了臭氧活性炭工艺, 但在整理处理工艺上存在差异, 如表 3所示. A、B、D、F、G和H水厂, 均采用预臭氧-混凝沉淀-砂滤-臭氧活性炭-清水池的处理工艺；C水厂将超滤代替砂滤, 并置于臭氧活性炭工艺之后, E水厂则无预臭氧的处理环节, 并将砂滤置于臭氧活性炭工艺之后.

表 3 水厂处理工艺1) Table 3 Water treatment process

1.3 样品处理与检测

抗生素和内分泌干扰物水样前处理的富集浓缩和测定参照姜蕾等[13]的方法进行.将1 L水样过滤后调节pH为3.0, 加入0.5 g螯合剂Na2EDTA, 经HLB固相萃取柱进行富集, 甲醇洗脱, 氮吹浓缩, 1 ∶1甲醇水溶液定容至1.0 mL待进样.采用液相色谱-串联质谱仪对抗生素和内分泌干扰物进行检测, 电喷雾离子源正/负离子扫描模式(ESI+/ESI-), 流动相为含0.1%(体积比)甲酸的乙腈溶液和0.1%(体积分数)甲酸的水溶液.抗生素、内分泌干扰物检测限范围分别位于0.015~2.16 ng ·L-1和0.01~2.23 ng ·L-1. 1 L地表水加标50 ng的抗生素和内分泌干扰物混标, 抗生素的回收率范围75.1% ~108.7%, 内分泌干扰物回收率范围68.4% ~106.0%.藻毒素的检测方法参照上海市地方标准《水源水中微囊藻毒素测定液相色谱-串联质谱法》(DB 31/T 1178-2019).

1.4 健康风险评价方法 1.4.1 藻毒素

藻毒素的健康风险评价参考文献[14, 15]的方法进行, 建立水环境中化学致癌物和非化学致癌物的健康风险评价模型.本研究主要检出的藻毒素类型为微囊藻毒素-RR(MC-RR)和微囊藻毒素-LR(MC-LR), 其中MC-LR体现为非致癌风险, MC-RR的致癌性尚未阐明且尚无致癌性强度系数或参考剂量等相关毒理学参数.因此, 本研究只探讨了MC-LR的非致癌风险.MC-LR的非致癌风险计算公式为：

(1)

式中, R为MC-LR经饮水途径个人年均健康危害风险度; ci为水中MC-LR的浓度(mg ·L-1); m为成人平均体重, 取70 kg; age为人均寿命, 取70; RfD为MC-LR经饮水途径参考剂量, 取4×10-5mg ·(kg ·d)-1.

1.4.2 内分泌干扰物

内分泌干扰物的健康风险评价参考王淑婷等[16]的方法进行, 建立水环境中化学致癌物和非化学致癌物的健康风险评价模型.本次研究检出的内分泌干扰物类型仅为双酚S和雌酮, 由于WHO和美国EPA尚未给出这些物质的致癌强度系数和参考剂量等相关参数, 因此本次研究仅评价该两种内分泌干扰物的非致癌风险.双酚S和雌酮的非致癌风险计算公式为：

(2)

式中, HQ为非致癌风险值, 当HQ≥1时认为会对人体产生健康危害, 当HQ＜1时表示风险较小; CDI为单位体重日摄入量[mg ·(kg ·d)-1]; RfD为目标物的非致癌参考剂量[mg ·(kg ·d)-1].

1.4.3 抗生素

抗生素的健康风险评价参考李辉等[17]的方法进行, 根据人体对抗生素的日均可接受量, 计量抗生素对人体健康的风险商值.抗生素的人体健康风险熵值计算公式为：

(3)

式中, RQH为人体健康的风险商值, 当RQH≤0.01时, 表明抗生素对人体健康造成的风险水平可忽略不计, 当0.01＜RQH≤0.1时, 表明抗生素对人体健康造成的风险属于低水平; 当0.1＜RQH≤1时, 表明抗生素对人体健康造成的风险属于中等水平, 当RQH＞1时, 表明抗生素对人体健康造成的风险处于高水平; MEC为抗生素的测定浓度(μg ·L-1); DWI为每日饮水量(L ·d-1); AB为胃肠吸收率, 按1计算; FOE为暴露频率(350 d ·a-1), 按0.96计算; ADI为日均可接受摄入量[μg ·(kg ·d)-1]; BW为日均体重(kg); HQ为最高风险, 按1计算.

2 结果与分析 2.1 藻毒素分布特征

监测期间通过采样检测发现：经过水厂处理工艺后, 各水厂对应的出厂水、管网水和二次供水环节均无藻毒素的检出; 各水厂进厂水的藻毒素浓度情况如表 4和图 1所示.由表 4可知, 2019年4月、2020年1月和2020年6月在各水厂进厂水中也均无藻毒素的检出, 2019年7月各水厂进厂水藻毒素浓度相对较高.数据表明, 原水中藻毒素的浓度与气温存在较强的相关性, 当气温较高时, 原水中藻类生长环境较为良好, 有利于藻毒素的生成; 而现阶段各水厂的深度处理工艺均能较好地去除进厂水中的藻毒素, 且在管网水和二次供水中均无藻毒素的再生.

表 4 水厂进厂水藻毒素浓度1)/ng ·L-1 Table 4 Algal toxin concentrationof waterworks inflow/ng ·L-1

图 1 水厂进厂水藻毒素浓度 Fig. 1 Algal toxin concentration of waterworks inflow

进一步分析藻毒素的监测数据, 发现检出的藻毒素类型主要以MC-RR和MC-LR为主, 与太湖[18]和巢湖[19]等水库型水源地中藻毒素的主要类型相同.该两类藻毒素在各水厂进厂水中的检出情况如图 2所示.与藻毒素总浓度相同, MC-RR和MC-LR在进厂水中的浓度也均在7月达到最大值.比较A~F水厂进厂水中藻毒素的浓度, 可以发现同为1号水源供水水厂, 距离原水泵站较远的A、D和F水厂的进厂水中藻毒素浓度较低, 而距离原水泵站较近的B、C和E水厂的进厂水中藻毒素浓度较高.该现象与1号水源泵站对输送原水进行预氧化处理有关[20].原水输送管网中, 氧化剂会对藻毒素进行氧化作用, 距离越远的水厂, 氧化剂与藻毒素的作用时间越长, 因而进厂水中藻毒素浓度也越低.

图 2 水厂进厂水微囊藻毒素RR和LR浓度 Fig. 2 MC-RR and MC-LR concentration of waterworks inflow

2.2 内分泌干扰物分布特征

监测期间通过采样检测发现：经过水厂处理工艺后, 大部分出厂水中内分泌干扰物得到有效地去除. 2019年4月和2020年1月在各监测点位均无内分泌干扰物的检出, 其余时段内分泌干扰物的浓度情况如图 3所示.总体而言, 内分泌干扰物在水体中的浓度较小, 最高出现在2019年7月份E水厂的进厂水中, 为27.05 ng ·L-1.数据表明, 现阶段各水厂的深度处理工艺均能较好地去除进厂水中的内分泌干扰物, 且在管网水和二次供水中无内分泌干扰物的再生.进一步分析内分泌干扰物的检出类别, 发现2019年7月检出的内分泌干扰物仅为双酚S和雌酮两种, 而2019年9月、11月和2020年6月仅有双酚S检出.

图 3 内分泌干扰物浓度 Fig. 3 Endocrine disruptor concentration

双酚S作为内分泌干扰物的主要检出类型, 尤其在1号水源供水水厂的进厂水中, 主要与上游来水中存在工业化合物有关[10].对比双酚S在全球范围内的浓度情况, 结果如表 5所示.对比可知, 1号水源原水中的双酚S浓度较小, 与日本河流中双酚S的浓度水平相当, 且远低于印度河流中双酚S的浓度; 2号水源原水中的双酚S浓度则更小.整体而言, 现阶段1号水源和2号水源供水水厂的进厂水中双酚S均处于低污染水平.

表 5 双酚S在全球范围内的浓度情况1)/ng ·L-1 Table 5 Concentrations ranges of BPS around the world/ng ·L-1

2.3 抗生素分布特征

监测期间通过采样检测发现：经过水厂处理工艺后, 出厂水中抗生素得到有效的去除.对比不同水厂进厂水中抗生素总量浓度可知, 由于1号水源来水周边养殖业相对密集、抗生素使用量较大, 原水(A~F水厂进厂水)抗生素浓度远高于2号水源原水(G水厂和H水厂的进厂水)抗生素浓度(图 4).

图 4 抗生素浓度 Fig. 4 Antibiotic concentration

对比不同时段水体中抗生素总量浓度可知, 2020年1月的1号水源原水(A~F水厂进水)抗生素浓度明显高于其他时段, 主要为磺胺类抗生素的增加(图 5).该结论与程铭等[9]研究的结果相符.主要原因有以下3点：①由于上游河流水质受人类活动影响较大, 春冬季节是人畜易患病的季节, 因此该时段的抗生素用量会增加; ②上游河流沿岸和1号水源周边存在较多的养殖区域, 该时段为农户对养殖池塘的清淤的高峰时段, 而养殖池塘的清淤则会导致原水中抗生素的增加; ③春季是河道枯水期, 流量相对较小, 导致抗生素浓度的进一步升高.

图 5 磺胺类抗生素2020年1月监测结果 Fig. 5 Monitoring results of sulfa antibiotics in January 2020

总体而言, 现阶段各水厂的深度处理工艺均能较好地去除进厂水中的抗生素, 且在管网水和二次供水中均无抗生素的再生.

进一步分析抗生素的监测数据, 发现检出的抗生素类型包括林可霉素(LNK)、甲氧苄啶(TMP)、磺胺(SAM)、磺胺脒(SG)、磺胺嘧啶(SDZ)、磺胺二甲嘧啶(SMZ)、磺胺噻唑(STZ)、磺胺甲唑(SMX)、磺胺氯哒嗪(SCP)、磺胺对甲氧嘧啶(SMD)、四环素(TC)、克拉霉素(CLA)、罗红霉素(ROX)、甲砜霉素(TAP)和氟甲砜霉素(FF).

以进厂水中该类型抗生素浓度最大检出值＞10 ng ·L-1为标准, 进厂水中检出的主要抗生素共8种.分析对比1号水源原水(A~F水厂的进水)、2号水源原水(G水厂和H水厂的进水)和国内部分典型河流、湖泊地表水体中抗生素浓度水平(表 6).结果表明, 2号水源原水抗生素总量浓度明显低于其他区域; 珠江抗生素总量浓度则明显高于其他区域; 1号水源原水、太湖、大通湖和长江南京段抗生素总量浓度相当.不同流域的抗生素种类存在一定的差异, 太湖、巢湖和大通湖抗生素以磺胺类和喹诺酮类为主; 长江南京段抗生素以大环内酯类和磺胺类为主, 其中克林霉素浓度最高, 为739.44 ng ·L-1; 环渤海典型河流抗生素以β-内酰胺类、大环内酯类和喹诺酮类为主, 其中青霉素G浓度最高, 为355.13 ng ·L-1; 珠江广州段抗生素以大环内酯类(脱水红霉素, 最高为643 ng ·L-1)和喹诺酮类(氧氟沙星, 最高为703 ng ·L-1)为主.

表 6 国内部分湖泊、河流水体中抗生素浓度对比1)/ng ·L-1 Table 6 Comparison of antibiotic concentrations in water of domestic typical lakes and rivers/ng ·L-1

除2020年1月有相对较多的磺胺类抗生素检出外, 氟甲砜霉素(FF)在水体中的检出最为频繁. FF主要用于治疗敏感细菌所致的畜禽和水产细菌性疾病和支原体感染.本研究表明, 该物质可能是研究区域水体中抗生素的主要来源.该抗生素在各环节中的检出情况如图 6所示.

图 6 氟甲砜霉素浓度 Fig. 6 Florfenicol concentration

对比不同水厂进水中FF浓度, 与抗生素总量情况相同, 2号水源原水中FF的浓度远小于1号水源原水中FF的浓度.观察B和C两水厂进出水中FF浓度的变化, 当该两水厂均采用自由氯消毒时, 出厂水中均无FF的检出(2019年4月); 当C水厂从7月开始采用氯氨消毒后, 出厂水中则会有少量FF的残留; 而B水厂从11月开始采用氯氨消毒后, 出厂水中也会有少量FF的残留.该现象表明了FF的去除效果对氯的形态有较明显的相关性, 自由氯消毒相对于化合氯消毒, 对FF的去除效果较为良好.此外, E水厂也采用自由氯消毒, 然而该水厂的出厂水中, 仍有少量FF残留.该现象则由于E水厂缺少预臭氧环节, 导致整个水厂处理工艺对于FF的去除效果相对较弱.总体而言, 现阶段的水厂深度处理工艺并不能完全去除FF, 当进厂水FF浓度升高时, 出厂水的FF浓度也相应升高.

3 讨论 3.1 藻毒素健康风险评价

监测结果表明, 经过水厂处理工艺后, 各水厂对应的出厂水、管网水和二次供水环节均无藻毒素的检出.因此, 本次藻毒素健康风险评价, 仅针对进厂水中的MC-LR.计算可知, 在监测时段内, 各进厂水中的MC-LR的健康风险度在2.69E-11~4.31E-10 a-1之间, 远低于国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受水平(5.0E-5 a-1, 即每年每千万人口因饮水中各种污染物而受到健康危害或死亡的人数不超过500人)[30].王伟琴等[14]对浙江省101个饮用水源地的MC-LR进行了健康风险评价, 得到的年均非致癌健康风险度是4.8E-11a-1, 该数值与本研究中各进厂水中的MC-LR的健康风险度相近.

3.2 内分泌干扰物健康风险评价

本研究根据公式(2)计算两种内分泌干扰物(雌酮和双酚S)的非致癌风险值.考虑到饮水和皮肤接触是饮用水中污染物的主要暴露途径, 因此CDI的值参考王淑婷等[16]的方法计算, 将各参数代入简化后的CDI计算公式：

(4)

式中, ρ为目标物实测质量浓度(ng ·L-1); k为比例系数, 取1 L ·(kg ·d)-1.通过查询美国EPA综合风险信息系统(IRIS)和文献[31, 32]得到雌酮和双酚S两种目标物的RfD值, 分别为0.867ng ·(kg ·d)-1和50 000 ng ·(kg ·d)-1.代入计算可得, 监测期间雌酮的非致癌风险值在0~0.757之间, 双酚S的非致癌风险值在0~1.79E-5之间.双酚S的非致癌风险值远小于1, 风险较小; 雌酮的非致癌风险值相对较高, 但雌酮仅在2019年7月检出, 且在二次供水环节的非致癌风险值相对较小(最大值为0.29).

3.3 抗生素健康风险评价

以进厂水中该类型抗生素浓度最大检出值＞10 ng ·L-1为标准, 进厂水中检出的主要抗生素共8种.本研究选取该8种抗生素的最大检出浓度, 计算其在进厂水和二次供水环节对人体健康的风险值.主要抗生素在进厂水和二次供水环节的浓度最大值, 以及ADI值(参考澳大利亚农药和兽药管理局的ADI清单[33])如表 7所示.

表 7 主要抗生素浓度最大值和ADI值1) Table 7 Maximum concentration and ADI of main antibiotic

参照李辉等[17]的方法, 选取最大抗生素检出浓度, 分别计算进厂水和二次供水中抗生素对人体健康的风险商值(RQH), 不同年龄段的人群BW(人均体重, kg)和DWI(每日饮水量, L ·d-1)取值见表 8.由图 7可知, 进厂水中各类型抗生素的风险商值均远小于1.风险商值最大的抗生素为FF(RQH接近0.01), 这与该类抗生素的ADI值较低[ADI=1 μg ·(kg ·d)-1]有关.在二次供水环节, 抗生素的风险商值进一步降低, 表现为对人体健康风险进一步降低.

表 8 成人和儿童的BW和DWI值 Table 8 Average body weight and daily water intake for adults and children

图 7 进厂水和二次供水抗生素的人体健康风险 Fig. 7 Human health risk assessment of antibiotics in waterworks inflow and secondary water supply

上述结果表明现阶段本研究区域饮用水中的抗生素对人体健康无直接风险, 这与世界卫生组织以及其他研究的结果是一致的[34~36], 并与大通湖[25]、长江南京段[26]、珠三角地区饮用水体[37]和华东地区长江下游水源地[38]的研究结果一致.

4 结论

(1) 现阶段各水厂的深度处理工艺均能较好地去除进厂水中的藻毒素, 且在管网水和二次供水中均无藻毒素的再生.进厂水中的藻毒素主要以MC-RR和MC-LR为主, 受原水输送管道中预氧化剂的氧化作用, 距离原水泵站越远的水厂, 进厂水中藻毒素浓度也越低.

(2) 内分泌干扰物仅检出双酚S和雌酮两种, 水体中内分泌干扰物浓度较低.监测期间, 原水中最高检出浓度为27.05 ng ·L-1, 经过水厂处水工艺后, 出厂水中内分泌干扰物基本无检出, 可得到有效的去除.

(3) 抗生素主要检出种类为磺胺类和氯霉素类.经过水厂处水工艺后出, 厂水中抗生素得到有效的去除.监测期间, 除2020年1月有大量的磺胺类抗生素检出外, 其余时段的抗生素类型主要以氟甲砜霉素(FF)为主.FF的去除效果与氯的形态有较明显的相关性, 自由氯消毒相对于化合氯消毒, 对FF的去除效果较为良好.

(4) 对饮用水中藻毒素、内分泌干扰物和抗生素开展健康风险评价.结果显示, 藻毒素的风险度、内分泌干扰物的非致癌风险值和抗生素的风险商值均远小于1, 尤其在二次供水环节.该结果表明该三类饮用水新型污染物对人体健康均不构成直接威胁.

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