抗生素是一种能干扰微生物发育功能的微生物次级代谢产物或人工合成类似物^{[1, 2]}, 被广泛应用于医疗业、畜牧业和水产养殖业等^[3]. 近年来, 抗生素作为新污染物越来越受到关注, 中国是全球最大的抗生素生产国和消费国之一. 据估计, 2013年共有53 800 t抗生素被释放到水环境中^[4]. 在我国多处湖泊河流中均检出不同种类、不同浓度的抗生素, 其中最主要的排放来源为城市污水处理厂（wastewater treatment plants, WWTPs）^[5]. 在一项针对北京市城市污水处理厂的调查中, 发现其进水中检出的克拉霉素浓度平均值为521 ng·L^-1, 抗生素的总负荷达到4 248 ng·L^-1[6]. 但是目前污水处理厂主要以去除氨氮、化学需氧量（COD）、总氮（TN）和总磷（TP）等污染物为主^[6], 并没有专门针对抗生素的处理工艺. 目前的处理工艺对抗生素的去除率为65%~93%^[7], 仍然有大量的抗生素随出水排放至受纳水体. 尽管抗生素在水体中浓度较低但是长期暴露仍然会对受纳水体的生态健康造成威胁. Wang等^[8]在济南的污水厂出水中共检出19~33种抗生素, 浓度为0.2~12 675.0 ng·L^-1, 其中磺胺嘧啶和磺胺甲氧基哒嗪等5种抗生素随出水排放到流域中, 对当地的水生生物可能会造成不良影响；严清等^[9]在重庆的污水处理厂出水中检出21种抗生素, 混合药物联合毒性风险熵远大于1. 2022年, 我国发布了《新污染物治理行动方案》, 特别指出要加强对环境介质中抗生素的监测和治理^[10]. 污水处理厂是抗生素进入水环境的最后一道屏障, 了解污水厂出水中抗生素的浓度、种类和影响因素对抗生素污染管控具有重要意义.

本研究选取北京市城区9座典型的污水处理厂进行取样调查, 对4类16种抗生素进行定量检测, 估算污水处理厂的抗生素排放量, 并尝试分析污水处理厂处理工艺、建成年限等因素对出水中抗生素浓度的影响. 利用Spearman相关性分析法揭示常规水质指标与抗生素出水浓度的相关性, 可为提高污水处理厂中抗生素去除效果, 改进水处理工艺提供数据参考, 以及为水环境抗生素风险管控提供科学依据.

于2023年2月选取北京市9座污水处理厂的排水口进行水样采集, 每个采样点采集水样2 L, 保存于超纯水预先冲洗过的棕色玻璃瓶中, 使用稀硫酸调节pH至3.0左右, 并放入0~4℃的冷藏箱中运回实验室, 24 h内完成水样的检测.

9座污水处理厂的详细信息见表 1.

表 1 (Table 1)

表 1 污水处理厂的相关信息 Table 1 Information on WWTPs 污水厂编号 主要处理工艺 深度处理工艺 建成年限/a 污水来源 设计处理水量/万t·d-1 H-1 A2O工艺 无 21 生活污水 8 F-1 间歇曝气活性污泥法 无 20 生活污水 8 F-2 倒置A2O工艺 生物滤池+臭氧 12 生活污水 10 F-3 膜生物反应器 臭氧+紫外消毒 7 生活污水 60 C-1 A2O工艺 生物滤池+超滤+臭氧+次氯酸消毒 18 生活污水 60 C-2 膜生物反应器 无 11 生活污水 10 C-3 A2O工艺 超滤+臭氧 8 生活污水 50 C-4 活性污泥法 生物滤池+超滤+臭氧+紫外消毒 30 生活污水 100 C-5 氧化沟工艺 生物滤池 23 生活污水 20

表 1 污水处理厂的相关信息 Table 1 Information on WWTPs

本研究选取4类（磺胺类、大环内酯类、喹诺酮类和β-内酰胺类）16种典型抗生素为研究对象, 基本参数见表 2.

表 2 (Table 2)

表 2 目标抗生素基本参数 Table 2 Parameters of target antibiotics 类别 中文名称 英文名称 缩写 化学式 磺胺类 磺胺吡啶 sulfapyridine SPD C11H11N3O2S 磺胺多辛 sulfadimethoxine SDO C12H14N4O4S 磺胺二甲异嘧啶 sulfamethoxazole SM2 C10H11N3O3S 磺胺醋酰 sulfacetamide SA C8H10N2SO3 磺胺对甲氧嘧啶 sulfameter SMT C11H12N4O3S 磺胺氯哒嗪 sulfachloropyridazine SCPD C10H9ClN4O2S 磺胺二甲氧嘧啶 sulfadimidin SDM C12H14N4O2S 大环内酯类 螺旋霉素 spiramycin SPI C43H74N2O14 罗红霉素 roxithromycin ROX C41H76N2O15 克拉霉素 clarithromycin CLA C38H69NO13 阿奇霉素 azithromycin AZM C38H72N2O12 喹诺酮类 氧氟沙星 ofloxacin OFL C18H20FN3O4 加替沙星 gatifloxacin GAT C19H22FN3O4 洛美沙星 lomefloxacin LOM C17H19F2N3O3 β-内酰胺类 青霉素V钾 penicillin V PV C16H18N2O5S 苯唑西林钠 oxacillin OXS C19H19N3O5S

表 2 目标抗生素基本参数 Table 2 Parameters of target antibiotics

水样经0.45 μm玻璃纤维滤膜过滤, 加入0.5 g乙二胺四乙酸二钠（99%, 上海安谱实验科技股份有限公司）和200 μL浓度1 mg·L^-1的内标物混合溶液, 内标物为磺胺间二甲氧嘧啶-D6、磺胺氯哒嗪-13C、青霉素G钠-D7、盐酸双氟沙星-D3（99%, CATO）. 依次使用10 mL甲醇和10 mL超纯水在重力流下活化HLB固相萃取柱（Waters, 6 mL, 150 mg）, 水样在真空抽滤条件下以3~5 mL·min^-1的流速通过HLB固相萃取柱. 水样萃取完成后, 使用10 mL超纯水冲洗采样瓶重复以上步骤, 完成后使用真空泵抽干30 min. 使用10 mL甲醇在重力流下进行洗脱, 洗脱液在35℃水浴条件下氮吹, 完全吹干后, 加入甲醇定容至1 mL, 涡旋振荡1 min, 0.22 μm针式滤膜过滤, 上机检测.

本研究使用超高效液相色谱（Waters, Acquity）串联三重四级杆质谱仪（Waters, Xevo-TQD）对目标抗生素进行检测. 采用Waters ACQUITY UPLC BEH C18（2.1 mm×50 mm×1.7 μm）色谱柱对目标抗生素进行分离. 流动相A：含0.1%甲酸的甲醇/乙腈（1∶1, 体积比）溶液, 流动相B：0.1%甲酸-水溶液. 色谱柱柱温为40℃, 进样体积15 μL, 流速为0.2 mL·min^-1, 洗脱方式为梯度洗脱. 质谱采用多反应选择监测（multiple reaction monitoring, MRM）模式检测, 离子源温度为150℃；毛细管电压为3.2 V；碰撞气和脱溶剂气流量分别为5 L·h^-1和550 L·h^-1, 去溶剂温度为500℃.

分别配制浓度为1、2、5、10、20、50、100和200 μg·L^-1的16种抗生素混合标准溶液, 建立标准曲线. 以3倍信噪比下的最低浓度作为检出限（LOD）, 10倍信噪比下的最低浓度作为定量限（LOQ）, 目标抗生素检出限和定量限分别为0.01~2.0 ng·L^-1和0.02~2.9 ng·L^-1, 加标回收率为56%~103%.

污水厂的常规污染物（包括COD、BOD、氨氮、TN和TP）、阴离子活性剂和重金属浓度数据来自于环境统计数据, 检测方法分别为水质监测规范《水质化学需氧量的测定 重铬酸盐法》（HJ 828-2017）、《五日生化需氧量的测定 稀释与接种法》（HJ 505-2009）、《氨氮的测定 纳氏试剂分光光度法》（HJ 535-2009）、《总氮的测定 碱性过硫酸钾消解 紫外分光光度法》（HJ 636-2012）、《总磷的测定 钼酸铵分光光度法》（GB 11893-89）、《阴离子表面活性剂的测定 亚甲蓝分光光度法》（GB 7494-87）和《65种元素的测定 电感耦合等离子体质谱法》（HJ 700-2014）. 采用Microsoft Excel 2021和SPSS 26.0对数据进行处理和分析, 采用Origin 2020对数据图像进行绘制优化. 选择Spearman对水质指标和抗生素浓度之间的关联性进行分析.

在北京市9座污水处理厂中, 共检测出4类13种抗生素, 结果如图 1和图 2所示. 其中4种抗生素的检出率为100%, 分别是磺胺吡啶、罗红霉素、克拉霉素和阿奇霉素, 其检出浓度由高到低分别为：罗红霉素 > 磺胺吡啶 > 克拉霉素 > 阿奇霉素, 对应的检出浓度平均值分别是13.89、7.51、5.12和4.59 ng·L^-1. 另外, 磺胺二甲氧嘧啶、磺胺多辛、磺胺氯哒嗪和氧氟沙星检出率也较高, 分别为88.9%、77.8%、77.8%和77.8%. 磺胺二甲异嘧啶、磺胺醋酰与青霉素V钾在9座污水处理厂中均未被检出. 检出浓度平均值最高的抗生素依次是氧氟沙星、罗红霉素和磺胺吡啶, 检出浓度分别是43.83、13.89和7.51 ng·L^-1. 其中氧氟沙星检出浓度最高, H-1污水厂达到271.46 ng·L^-1.

图 1

Fig. 1

1.磺胺吡啶, 2.磺胺多辛, 3.磺胺二甲异嘧啶, 4.磺胺醋酰, 5.磺胺对甲氧嘧啶, 6.磺胺氯哒嗪, 7.磺胺二甲氧嘧啶, 8.螺旋霉素, 9.罗红霉素, 10.克拉霉素, 11.阿奇霉素, 12.氧氟沙星, 13.加替沙星, 14.洛美沙星, 15.青霉素V钾, 16.苯唑西林钠 图 1 目标抗生素的检出浓度 Fig. 1 Detection concentration of target antibiotics

图 2

Fig. 2

1.磺胺吡啶, 2.磺胺多辛, 3.磺胺二甲异嘧啶, 4.磺胺醋酰, 5.磺胺对甲氧嘧啶, 6.磺胺氯哒嗪, 7.磺胺二甲氧嘧啶, 8.螺旋霉素, 9.罗红霉素, 10.克拉霉素, 11.阿奇霉素, 12.氧氟沙星, 13.加替沙星, 14.洛美沙星, 15.青霉素V钾, 16.苯唑西林钠, 17.磺胺类, 18.大环内酯类, 19.喹诺酮类, 20.β-内酰胺类, 21-总浓度 图 2 目标抗生素在各污水厂出水口的检出情况 Fig. 2 Detection of antibiotics at the effluent of WWTPs

从图 2可以看出, 检出的抗生素中主要是喹诺酮类和大环内酯类抗生素, 检出浓度范围分别为14.5~279.96 ng·L^-1和0.64~46.18 ng·L^-1. 喹诺酮类抗生素是一类人畜通用的药物, 被广泛应用于畜牧、水产养殖和医疗业中, 我国使用量较大, 每年约为27 300 t^[11]. 喹诺酮类抗生素浓度最高的为H-1污水厂, 达279.96 ng·L^-1. 该污水厂主体处理工艺为“A²O”, 根据报道, 该工艺对氧氟沙星的去除率约为-64.65%~58.67%, 低于SBR（约46.86%~70%）及氧化沟（约61%）^[12].

抗生素总排放量较高的污水处理厂依次为H-1、C-4、F-1和C-1, 分别达到330.02、116.48、108.41和102.85 ng·L^-1. 分析上述几座污水厂的特点, 推测可能有三方面原因, 一是受污水厂建成年限和处理能力影响, H-1、C-4和F-1的建成年限较长, 分别为21、30和20 a, 而设计处理能力相对较小, H-1和F-1均为8万t·d^-1. 虽然部分污水厂主体工艺相同, 但是随着部分微工艺的迭代, 新建污水厂的污染物处理效果有明显提升. 另外处理量小, 污水处理效果不稳定、波动性较大, 也是导致抗生素出水浓度较高的原因. 二是缺少深度处理工艺, 臭氧、生物滤池等深度处理工艺对抗生素均有较好的去除效果^{[13 ~ 15]}, Huber等^[15]采用O₃逆流曝气处理膜生物反应器出水中的抗生素, 对磺胺甲唑的去除率可以达到100%；Lin等^[16]通过添加一定的O₃和H₂O₂, 对红霉素、磺胺甲唑和磺胺嘧啶的去除率分别为97%、98%和99%. 而H-1和F-1均没有设置专门的深度处理工艺. 三是部分污水厂进水中常规污染物浓度较高, 如C-1污水厂进水中TP和BOD的浓度分别为5.31 mg·L^-1和200.79 mg·L^-1, 均为较高水平, 过高的常规污染物浓度会影响抗生素的去除效果, 杨钊等^[17]对废水常规指标与抗生素的关系进行了冗余分析, 发现COD、TN和TP与土霉素呈正相关, 这一观点在本文2.3节中有更详细的解释.

为了评估污水厂抗生素排放对河流水生态的影响, 根据抗生素检出浓度进行了排放量核算, 见图 3. 可以看出, C-4与C-1的排放量较大, 分别为83.76 g·d^-1和61.71 g·d^-1, 主要由其抗生素排放量和污水处理水量决定. 北京市城区部分河流水源主要来自污水厂出水, 因此其中抗生素含量对受纳水体的影响不容忽视. 9座污水厂中, F-2、F-3和C-1污水厂受纳水体均为凉水河, 根据前期研究^[18], 凉水河水体中检出了9种目标抗生素, 分别是磺胺吡啶、磺胺多辛、磺胺氯哒嗪、罗红霉素、克拉霉素、阿奇霉素、氧氟沙星、加替沙星和洛美沙星, 检出浓度平均值为0.16~47.7 ng·L^-1, 其中氧氟沙星浓度平均值最高, 为47.7 ng·L^-1, 这与上述3个污水厂出水的检出结果基本一致.

图 3

Fig. 3

图 3 各污水厂的抗生素累计排放量 Fig. 3 Cumulative emission of antibiotics in WWTPs

H-1污水厂受纳水体为南沙河, 在赵晓帅等^[19]的研究中, 南沙河可检出23种抗生素, 浓度范围约为45.3~78.5 ng·L^-1, 风险评价的结果显示, 甲氧苄氨嘧啶为中风险（RQ > 0.1）；C-2污水厂受纳水体为北小河, 共检出19种抗生素, 浓度范围约为27~35 ng·L^-1, 其中四环素为高风险（RQ > 1）；C-3污水厂的受纳水体为清河, 共检出29中抗生素, 浓度范围约为84~512 ng·L^-1, 克拉霉素为高风险（RQ > 1）, 磺胺嘧啶、甲氧苄氨嘧啶、氧氟沙星均为中风险（RQ > 0.1）；C-4污水厂的受纳水体为通惠河, 共检出25种抗生素, 浓度范围约为53~255 ng·L^-1, 甲氧苄氨嘧啶为高风险（RQ > 1）, 克拉霉素、磺胺嘧啶、磺胺甲噁唑、氧氟沙星为中风险（RQ > 0.1）；C-5污水厂的受纳水体为亮马河, 共检出31种抗生素, 浓度范围约为95~231 ng·L^-1, 甲氧苄氨嘧啶为高风险（RQ > 1）, 克拉霉素、磺胺嘧啶、磺胺甲唑、氧氟沙星为中风险（RQ > 0.1）.

氧氟沙星、克拉霉素在多条河流的风险评价中呈现中风险或高风险, 在本研究检出的抗生素中, 这两种抗生素皆为高检出率、高检出浓度的抗生素, 亟需进行控制, 同时应完善污水处理厂出水中抗生素的控制要求和深度处理工艺设计.

与国内外其他污水厂对比（表 3）, 可以发现磺胺类抗生素和喹诺酮类抗生素在本研究中的检出浓度要低于其他污水厂, 其中磺胺吡啶、磺胺多辛、磺胺二甲异嘧啶、磺胺氯哒嗪、加替沙星和洛美沙星检出浓度水平总体上明显低于其他污水厂. 对于大环内酯类, 克拉霉素检出浓度明显低于国内其他城市, 其余种类则与其他污水厂的检出浓度水平相当. 本文两种β-内酰胺类抗生素, 由于缺乏足够的文献数据, 未能得出确切的对比结果. 废水中抗生素浓度水平的差异可能是由于当地使用抗生素的模式不同、不同污水处理厂的废水来源和处理过程也不相同.

表 3 (Table 3)

表 3 目标抗生素检出浓度对比1）/ng·L-1 Table 3 Comparison of target antibiotics detection concentration/ng·L-1 抗生素 地点 检出浓度平均值 浓度范围 文献 磺胺吡啶 大连 — ND~50.0 [20] 磺胺吡啶 西班牙加泰罗尼亚 — 3.0~177.0 [21] 磺胺吡啶 北京 7.51 0.7~25.4 本研究 磺胺多辛 中国东部某市 — ND~36.6 [22] 磺胺多辛 北京 1.2 ND~3.2 本研究 磺胺二甲异嘧啶 大连 — ND~50.0 [20] 磺胺二甲异嘧啶 北京 — 36~330.6 [23] 磺胺二甲异嘧啶 北京 ND ND 本研究 磺胺醋酰 中国东部某市 — 0.2~3.5 [22] 磺胺醋酰 北京 ND ND 本研究 磺胺对甲氧嘧啶 西班牙加泰罗尼亚 — ND~15.0 [24] 磺胺对甲氧嘧啶 中国东部某市 — 2.1~26.8 [22] 磺胺对甲氧嘧啶 北京 3.45 ND~7.50 本研究 磺胺氯哒嗪 济南 — 0.1~2.0 [8] 磺胺氯哒嗪 中国东部某市 — ND~5.7 [22] 磺胺氯哒嗪 北京 3.62 ND~8.4 本研究 磺胺二甲氧嘧啶 贵州 — 15.2~23.8 [25] 磺胺二甲氧嘧啶 北京 1.27 ND~2.2 本研究 螺旋霉素 中国东部某市 — ND~4.3 [22] 螺旋霉素 北京 0.91 ND~5.8 本研究 罗红霉素 济南 — 0.1~0.4 [8] 罗红霉素 瑞士苏黎世 — 17.5~47.4 [26] 罗红霉素 北京 13.89 1.2~28.0 本研究 克拉霉素 广州 — 4.8~54.0 [27] 克拉霉素 重庆 — 1.3~214.6 [28] 克拉霉素 北京 5.12 0.5~10.0 本研究 阿奇霉素 中国东部某市 — 0.4~4.7 [22] 阿奇霉素 北京 4.59 0.6~7.9 本研究 氧氟沙星 厦门 142 2.8~384.5 [29] 氧氟沙星 北京 32.9 1.0~118.8 [30] 氧氟沙星 北京 43.83 ND~271.4 本研究 加替沙星 中国东部某市 — 1.32~323.6 [22] 加替沙星 北京 5.65 ND~15.6 本研究 洛美沙星 中国东部某市 — ND~248.0 [22] 洛美沙星 葡萄牙波尔图 — ND~197.0 [31] 洛美沙星 北京 4.33 ND~10.46 本研究 青霉素V钾 — — — — 青霉素V钾 北京 ND ND 本研究 苯唑西林钠 中国东部某市 — ND~8.3 [22] 苯唑西林钠 北京 6.25 ND~19.6 本研究 1）ND表示未检出, “—”表示文献中没有对应的数据

表 3 目标抗生素检出浓度对比1）/ng·L-1 Table 3 Comparison of target antibiotics detection concentration/ng·L-1

对各污水厂水样中的其他水质指标（包括COD等常规污染物、阴离子活性剂和重金属）和抗生素浓度进行相关性分析（仅分析检出的13种抗生素）, 结果见图 4. 磺胺类抗生素的浓度与大部分水质指标不存在相关性, 仅磺胺对甲氧嘧啶浓度与COD（P < 0.01）和重金属浓度（P < 0.05）呈正相关, 相关系数分别为0.81和0.68. 磺胺类抗生素辛醇-水分配系数（octanol-water partition coefficient, K_ow）较低, lg K_ow约为-0.26~1.63, 疏水分配作用力较弱^{[32 ~ 36]}, 污泥吸附量小, 因此在污水处理过程中主要依靠生物降解去除. 生物降解作用包括共代谢作用和混合基质生长作用^{[37 ~ 39]}, 其中在生长基质较为充分的条件下, 微生物的生长不缺乏碳源和能源, 抗生素主要发生共代谢作用. 本研究中污水处理厂污水中氨氮、COD和BOD的浓度较高, 范围分别为31.4~46.7、291.1~468.2和111.6~284.7 mg·L^-1, 因此抗生素的生物降解以共代谢为主, 抗生素并不作为微生物生长的碳源和能源^{[35, 37]}, 而是被非特异性分解酶分解^[40], 导致磺胺类抗生素与水质指标没有显著相关性.

图 4

Fig. 4

1.磺胺吡啶, 2.磺胺多辛, 3.磺胺对甲氧嘧啶, 4.磺胺氯哒嗪, 5.磺胺二甲氧嘧啶, 6.螺旋霉素, 7.罗红霉素, 8.克拉霉素, 9.阿奇霉素, 10.氧氟沙星, 11.加替沙星, 12.洛美沙星, 13.苯唑西林钠；*表示P < 0.05, **表示P < 0.01；色柱表示相关关系, 蓝色表示负相关, 红色表示正相关, 相关性越强颜色越深 图 4 不同污水厂抗生素浓度与常规水质指标的Spearman相关性 Fig. 4 Spearman correlations between antibiotic concerntration and water quality parameters in WWTPs

大环内酯类抗生素浓度与多项水质指标都显示出正相关（P < 0.05）, 与TP、BOD和阴离子活性剂呈显著正相关（P < 0.01）, 如罗红霉素与三者的相关性系数分别为0.87、0.87和0.90. 在污水处理中, 活性污泥表面主要带负电^{[41, 42]}, 部分大环内酯类抗生素通过碱性二甲基氨基（pK_a为8.16~9.45）质子化带正电, 且lg K_ow较高, 范围为2.75~3.24^{[43 ~ 45]}, 因此, 大环内酯类在污水处理过程中易于被污泥吸附. 另外, 活性污泥官能团可与其发生络合和cation-π等作用^{[46 ~ 48]}. 但是很多报道显示, 由于抗生素发生了解吸作用或包裹在粪便中的抗生素经生物处理后释放出来^[49], 导致大环内酯类抗生素在许多污水处理工艺中的去除率均很低或存在负去除, 这可能是导致大环内酯类浓度与常规水质指标呈现相关性的原因. 总之污水处理出水中抗生素浓度受多种因素影响, 本文得出的相关性结论也有类似的报道^[50]. 在实际的应用中, 可以尝试通过常规污染物浓度来反映大环内酯类抗生素的浓度变化.

值得注意的是氧氟沙星的Spearman相关性结果, 从图 4可以看出, 氧氟沙星与水质指标并没有明显的相关性, 氧氟沙星是平均检出浓度最高的抗生素, 为罗红霉素的近3倍, 高浓度的抗生素会对活性污泥和微生物产生抑制作用^[46], 导致对其他污染物的去除效果下降, 但是氧氟沙星的相关性分析结果和前面的结论不符, 关于这一问题, 还需要进行更深入的研究.

（1）北京市污水处理厂中共检出4类13种抗生素, 其检出浓度平均值由高到低依次为：氧氟沙星 > 罗红霉素 > 磺胺吡啶 > 苯唑西林钠 > 加替沙星 > 克拉霉素 > 阿奇霉素 > 洛美沙星 > 磺胺氯哒嗪 > 磺胺对甲氧嘧啶 > 磺胺二甲氧嘧啶 > 磺胺多辛 > 螺旋霉素, 对应的检出浓度平均值分别为：43.83、13.89、7.51、6.25、5.65、5.12、4.59、4.33、3.62、3.45、1.27、1.20和0.91 ng·L^-1；抗生素排放浓度可能受到污水厂的建成年限、深度处理工艺、进水水质等影响.

（2）9座污水厂抗生素排放量由高到低依次为：C-4 > C-1 > C-3 > F-3 > H-1 > C-5 > F-1 > C-2和F-2, 分别为83.76、61.71、38.26、35.91、26.40、16.18、8.67、6.05和4.38 g·d^-1, 氧氟沙星、克拉霉素在多个污水厂受纳水体的风险评价中呈现中风险或高风险.

（3）北京市污水处理厂出水水体的抗生素浓度中磺胺类及喹诺酮类抗生素的检出浓度水平明显低于其他国家和地区检出的浓度水平, 大环内酯类抗生素的浓度水平与之相当, 相较于其他地区北京市出水水体中抗生素浓度水平总体上较低.

（4）磺胺类抗生素出水浓度与大部分水质指标没有明显相关性, 仅磺胺对甲氧嘧啶浓度与COD和重金属浓度呈正相关；大环内酯类抗生素与多项水质指标呈正相关, 其与TP、BOD和阴离子活性剂都显示出显著正相关性（P < 0.01）.