環(huán)境水體中抗病毒藥物的賦存及其在污水處理廠的去除研究進展

白少元，黃英才，李雨桓b，張 琴，王 梅

(1.桂林理工大學 a.廣西礦冶與環(huán)境科學實驗中心；b.廣西環(huán)境污染控制理論與技術重點實驗室，廣西 桂林 541006；2.恒晟水環(huán)境治理股份有限公司，廣西 桂林 541004)

0 引 言

抗病毒藥物是一類專門用于治療病毒感染的藥物[1], 根據(jù)病毒感染的途徑, 可分為抗DNA病毒藥物、 抗RNA病毒藥物、 抗逆轉錄病毒藥物、 蛋白酶抑制劑, 以及針對乙肝、 流感等的專屬抗病毒藥物?？共《舅幬镒饔脵C理主要有直接抑制或殺滅病毒、 干擾病毒吸附、 阻止病毒穿入細胞、 抑制病毒生物合成、 抑制病毒釋放或增強宿主抗病毒能力等, 其中, 抗DNA病毒藥物主要有抗皰疹病毒藥物阿昔洛韋、 更昔洛韋、 噴昔洛韋等; 抗RNA病毒藥物主要有抗丙肝病毒藥物特拉普韋等; 抗逆轉錄病毒藥物主要有抗逆轉錄酶抑制劑齊多夫定、 司他夫定、 阿巴卡韋等, 蛋白酶抑制劑阿扎那韋、 利托那韋等; 廣譜抗病毒藥物利巴韋林等; 抗流感藥物金剛烷胺、 奧司他韋等[2]?？共《舅幬镏饕峭ㄟ^影響病毒復制周期的某個環(huán)節(jié)而產生作用。

自1983年發(fā)現(xiàn)艾滋病的致病病毒——人類免疫系統(tǒng)缺陷病毒(HIV)以來, 抗病毒藥物的使用量開始急劇增加[3]。在COVID-19疫情全球大流行中(根據(jù)世衛(wèi)組織的統(tǒng)計數(shù)據(jù), 截至2021年9月, 全球新型冠狀病毒感染的肺炎“COVID-19”確診病例超過2.2億例, 累計死亡病例456.5萬例[4]), 抗病毒藥物被廣泛應用于新冠肺炎疫情的臨床治療。人類與病毒性疾病之間的斗爭促進了抗病毒藥物的不斷研發(fā)和使用, 產生了與之相關的一系列公共衛(wèi)生問題。研究表明, 抗病毒藥物在被服用后, 部分會在人體內發(fā)生一系列的生物轉化, 但并不會被完全代謝, 這些藥物及其代謝殘余物最終會隨著人體排泄物釋放并匯集到水環(huán)境中[5]?？共《舅幬锛捌浯x物在廢水和周圍自然水域中長時間滯留, 將促進水體微生物耐藥性, 導致抗病毒藥物在未來的人體及動物的臨床應用受限, 同時也會對環(huán)境安全造成威脅[6]。

對抗病毒藥物在水環(huán)境中賦存狀況的研究相對較晚。Fick等[7]和Straub[8]的研究表明, 抗流感藥物奧司他韋在污水處理廠中僅被部分去除; Prasse等[9]研究了除奧司他韋以外的其他抗病毒藥物在德國兩個污水處理廠進出水及地表水中9種抗病毒藥物(阿昔洛韋、 阿巴卡韋、 拉米夫定、 奈韋拉平、 奧司他韋、 噴昔洛韋、 利巴韋林、 司他夫定、 齊多夫定)和1種活性代謝物(奧司他韋羧酸鹽)的殘留情況。近年來, 對抗病毒藥物這一新污染物的關注度逐年提高, 相關的發(fā)文量有所上升, 尤其是新型冠狀病毒感染流行過程中, 抗病毒藥物使用量的提高加劇了其在環(huán)境水體中的殘留, 但國內對抗病毒藥物在水處理領域的研究依然較少。筆者在查閱大量文獻基礎上, 總結了抗病毒藥物在水環(huán)境中的賦存現(xiàn)狀、 毒理學評價, 以及城市污水處理系統(tǒng)對其去除情況等, 為環(huán)境水體中抗病毒藥物及其代謝物研究工作提供基礎。

1 抗病毒藥物在水環(huán)境中的暴露

環(huán)境水體中的抗病毒藥物主要來源于醫(yī)療、 制藥及生活污水, 經過污水處理系統(tǒng)凈化后, 直接或間接進入受納水體中, 并最終進入地表水環(huán)境系統(tǒng), 影響人類用水安全(圖2)。Rimayi等[10]對南非uMngeni河口的水和沉積物進行了取樣分析, 結果顯示, 沉積物樣本中檢測到奈韋拉平與依法韋侖, 其中奈韋拉平含量高達81 ng/g。Giebutowicz等[11]在波蘭維斯瓦河檢測到了抗病毒藥物達蘆那韋。Ngumba等[6]對肯尼亞內羅畢河流域的抗生素與抗逆轉錄病毒展開調查, 結果表明, 在人口密集地區(qū)(特別是在非正規(guī)居住區(qū))藥物濃度有所增加, 由于當?shù)卮嬖谥罅堪滩』颊? 加之衛(wèi)生條件差與抗病毒藥物的大量使用, 河水中藥物的最大濃度甚至高于城市污水處理廠出水。

圖1 抗病毒藥物在水環(huán)境中的遷移Fig.1 Migration of antiviral drugs in water environment

此外, 水環(huán)境中抗病毒藥物的濃度受病毒性疾病發(fā)生的季節(jié)性、 抗病毒藥物消耗量和環(huán)境潛在因素(水流量、 降水量、 溫度等)的影響顯著。Azuma等[12]在2010年7月—2011年6月監(jiān)測了日本淀川流域奧司他韋、 奧司他韋羧酸鹽、 扎那米韋和金剛烷胺4種抗流感藥物濃度隨季節(jié)的變化情況, 結果顯示在2011年1—3月季節(jié)性流感暴發(fā)期間, 奧司他韋、 奧司他韋羧酸鹽和扎那米韋的濃度變化特征與使用這些藥物治療的流感患者人數(shù)同步。類似地, Peng等[13]在2012年3—4月(春季)、 6月(夏季)、 10月(秋季)及2013年1月(冬季)對珠江及其支流河水進行樣本采集, 結果表明, 夏季河水中阿昔洛韋的濃度高于冬季, 可能是降雨后地表徑流將抗病毒藥物匯聚所致。

抗病毒藥物作為母體化合物進入水環(huán)境中, 通常通過光解、 水解、 吸附和水生生物體內的生物降解等作用下轉化為其他代謝產物[13]。Gon?alve等[14]分別在人工和自然光照條件下研究了奧司他韋酯(OE)和奧司他韋羧酸鹽(OC)的光降解途徑和速率以評價光解的去除潛力, 結果表明, 藥物進入環(huán)境中會經歷水合作用和微生物降解作用并滯留在水環(huán)境中。周成智等[15]研究發(fā)現(xiàn), 在河流、 小溪等水環(huán)境中硝酸根離子、 碳酸氫根離子、 溶解性有機質等物質對阿昔洛韋的光解有促進作用, 且溶解性有機質在有機污染物的光化學轉換中起著重要的作用。

2 抗病毒藥物的生態(tài)毒性及其抗性基因

抗病毒藥物的母體化合物及其代謝物滯留在地表水中, 不僅會破壞敏感的生態(tài)系統(tǒng), 還可能造成此類有機污染物富集到糧食、 蔬菜、 魚類等食物中, 并通過食物鏈的傳遞對人類的健康造成極大的威脅[16]。Sanderson等[17]為評估地表水中藥物的環(huán)境風險排序和優(yōu)先次序, 分析了2 986種不同的藥物化合物對甲殼類、 魚類和藻類等生物群的危害, 根據(jù)化學品理化性質(Q)SAR模型和毒性試驗數(shù)據(jù)分析得出抗病毒藥物對上述生物的危害在眾多藥物中排名第8, 表現(xiàn)出潛在的生態(tài)毒性。Mestankova等[18]在對奧司他韋和奧司他韋羧酸鹽的生態(tài)毒性研究中發(fā)現(xiàn), 兩種藥物在藻類、 水蚤和魚類的試驗中, 所測出的最大無影響濃度處于較高的水平(NOEC>1 mg/L)。Straub[19]采用藻類和水蚤作為受試生物, 對不易生物降解的更昔洛韋和纈更昔洛韋進行了慢性毒性試驗, 在最高檢測濃度(1 000 mg/L)下, 兩種藥物對受試生物無明顯抑制作用或累積效應。Ngumba等[6]根據(jù)磺胺甲惡唑、 甲氧芐啶、 環(huán)丙沙星、 拉米夫定、 奈韋拉平和齊多夫定6種分析物和藻類、 水蚤、 魚類3種營養(yǎng)級的最大濃度和中位濃度的計算風險商數(shù)進行了環(huán)境風險評估(RQ), 結果表明: 藻類對抗病毒藥物的敏感度最高, 奈韋拉平(NVP)的RQ≥1, 魚類、 水蚤類雖RQ較低, 但存在著一定的生態(tài)毒理影響風險。Robson等[20]于南非地區(qū)的依法韋侖展開調查發(fā)現(xiàn), 依法韋侖會對魚類肝臟造成損傷, 使其整體健康情況下降。

抗性基因(ARGs)是產生抗藥性的根本原因。在流感期間抗生素使用量的激增會導致抗性基因在環(huán)境中的增加, 并且對抗藥性的產生有顯著的影響。2009年歐洲流感期間, Lackenby等[21]對甲型流感病毒(H1N1)分離株的分析結果顯示, 在這些歐洲病毒株中, 大約有14%的病毒株對流感期間廣泛使用的抗流感藥物奧司他韋(達菲)產生抗藥性, 抗藥性毒株H275Y便是從人為在口腔組織標本中分離出的病毒之一。Takashita等[22]在2009年日本流感大流行期間篩選了2 482株H1N1病毒, 也檢出了對奧司他韋和帕拉米韋呈交叉抗藥性的[A(H1N1)pdm09]病毒。此外, 抗病毒藥物匯集到水體中也可能會加速流感病毒感染野禽體內抗藥性病毒的產生, 棲息在水生環(huán)境中的野生水禽是甲型流感病毒(IAV)的天然宿主。Gillman[23]研究表明, 綠頭鴨暴露在含有奧司他韋的環(huán)境中產生了H274Y、 R292K、 I222T等抗藥性病毒, 其中當耐藥[A(H6N2)/R292K]變異體在不施加藥物壓力的情況下在綠頭鴨中復制時可使其恢復為野生型, 而另外兩種病毒變異體的抗藥性在沒有藥物壓力的情況下仍持續(xù)存在。

3 城市污水處理設施對抗病毒藥物的去除

3.1 污水中抗病毒藥物的去除情況

城市污水處理廠的處理工藝主要包括活性污泥法、 生物膜法等, 在排放前經過消毒和化學氧化法等處理步驟, 通常認為對抗病毒藥物及其代謝產物具有一定的去除效果。就去除生活污水中抗病毒藥物而言, 大多數(shù)針對污水處理廠去除抗病毒藥物的研究都涉及到生物處理及化學處理兩類去除工藝。

污水處理廠實行一級、 二級和三級處理, 一級處理包括篩分、 粉碎、 除砂和沉淀等物理過程[24]。通常情況下, 一級處理的目的是減少懸浮固體, 未能達到對抗病毒藥物的有效去除; 二級處理通常涉及到微生物處理過程, 將污染物連同其中的抗病毒藥物吸附至活性污泥上, 再通過微生物代謝去除, 這一過程對抗病毒藥物雖然具有一定去除效果, 但具體效果與抗病毒藥物種類有關; 三級處理主要包括混凝沉淀、 過濾、 活性炭吸附和氯化、 臭氧化、 紫外線等消毒工藝, 能夠實現(xiàn)對病原學微生物的有效去除[25]。

為了明確不同地區(qū)各污水處理工藝對抗病毒藥物的去除效果, 收集不同國家、 不同處理工藝對12種典型抗病毒藥的進出水濃度與去除率。不同的污水處理廠之間對同一抗病毒藥物的去除率可能有所不同, 這不僅與抗病毒藥物結構的復雜性及其理化性質有關[26], 也受不同污水處理廠的環(huán)境因素(溫度、 pH等)及操作條件(水力停留時間、 污泥停留時間等)影響[27]。此外, 抗病毒藥物在水環(huán)境中的含量多是痕量、 超痕量的, 因此需要靈敏度高的檢測與分析方法[28]。

從表1各類抗病毒藥物的去除數(shù)據(jù)來看, 活性污泥法和膜生物反應器對阿巴卡韋、 阿昔洛韋、 奈韋拉平、 司他夫定的去除效果較好, 但對奧司他韋、 奧司他韋羧酸鹽、 利巴韋林、 齊多夫定等的去除效果不佳。而臭氧氧化、 消毒等工藝對奧司他韋羧酸鹽、 金剛烷胺、 扎那米韋等有較好的去除效果。穩(wěn)定塘生態(tài)系統(tǒng)對抗病毒藥物的去除性能的數(shù)據(jù)還較為缺乏, 無法進行有效分析。

表1 各類抗病毒藥物去除情況

Funke等[35]認為阿巴卡韋的生物降解是通過將藥物中的羥基分子氧化成相應的羧酸來實現(xiàn)的, 并對阿巴卡韋進行高壓滅菌實驗, 結果表明阿巴卡韋在非生物條件下是穩(wěn)定的。阿昔洛韋在德國Langenau城市污水處理廠中經活性污泥法處理后幾乎完全被去除, Seitz等[36]認為這可能是由于阿昔洛韋的藥物作用在活性污泥法中幾乎完全失效所致。Schoeman等[37]的研究顯示, 奈韋拉平在活性污泥中的去除情況可能與其羥基代謝物及初沉池中污泥的吸附力有關。Azuma等[38]的研究表明, 通過污泥吸附不能有效去除靶向抗流感藥物(法維拉韋、 帕拉米韋、 扎那米韋、 奧司他韋、 奧司他韋羧酸鹽、 金剛烷胺)。Ghosh等[30]在2008—2009年和2009—2010年日本流感季節(jié)期間調查研究顯示, 一級處理對藥物無明顯的去除作用(奧司他韋去除率2%～9%; 金剛烷胺去除率7%～17%); 具有強化生物脫氮除磷功能的二級處理工藝對奧司他韋羧酸鹽的去除率為20%～37%; 而基于延時曝氣的常規(guī)活性污泥法處理對奧司他韋羧酸鹽的去除率小于20%, 使用一級處理加生物二級處理對污水中藥物的去除率小于50%; 采用臭氧氧化法后, 奧司他韋羧酸鹽和金剛烷胺兩種藥物的去除率均高于90%。瑞典斯德哥爾摩的污水廠采用臭氧氧化法對奧司他韋羧酸鹽的去除率超過99%[31]。南非西開普省采用生物處理加氯化消毒法對金剛烷胺的去除率超過97%, 說明氯化及臭氧氧化三級處理工藝對奧司他韋羧酸鹽和金剛烷胺的去除效果較二級處理顯著升高[33]。

3.2 污水處理工藝對抗病毒藥物的去除機理

生物處理法主要包括活性污泥法及生物膜法?；钚晕勰喾ㄊ且环N廣泛用于去除有機污染物的工藝, 主要是通過反應池中的微生物對有機污染物進行降解?；钚晕勰喾▽Νh(huán)境中有機污染物有著極高的去除率, 其中內分泌化合物可達75%～100%, 表面活性劑高達95%～98%, 某些個人護理類污染物的去除率為78%～90%, 而對藥物類的去除率則在65%～100%[39]。

污泥吸附去除藥物主要利用分子與污泥表面的靜電相互作用和分子的疏水/親水性質的影響[40], 如logKow<3.2(辛醇-水分配系數(shù))的親水化合物, 它們更有可能出現(xiàn)在水相中, 而很少被吸附到污泥上, 因此去除效果有限。而活性污泥法對阿巴卡韋、 阿昔洛韋、 拉米夫定、 奈韋拉平、 司他夫定等logKow>3.2的藥物有較好的去除效果(圖2)。Prasse等[9]針對阿巴卡韋、 阿昔洛韋、 拉米夫定、 噴昔洛韋和司他夫定5種藥物進行分析的結果表明, 活性污泥法對此類抗病毒藥物都有著較好的去除率(87%～99%)。Vergeynst等[32]研究采用活性污泥法的污水處理廠的進水和出水中藥物的負荷情況時發(fā)現(xiàn), 金剛烷胺的總出水負荷高于兩個污水處理站的進水負荷(負去除), 這可能是由于進水中存在的懸浮固體的脫附作用(金剛烷胺logKow=2.44)。Abafe等[41]對南非的3個污水廠中抗病毒藥物去除效果進行研究, 阿巴卡韋、 沙奎那韋和齊多夫定3種藥物在采用了活性污泥法的兩個污水廠中得以大部分去除。

圖2 活性污泥法對部分抗病毒藥物的去除效率[9，31，39]Fig.2 Removal efficiency of some antiviral drugs by activated sludge process

氯化消毒法長期被應用于廢水和飲用水的消毒處理中, 其作為一種高效的消毒方法, 通過氯氣(Cl2)、 次氯酸鈉(NaClO)和二氧化氯(ClO2)等含氯氧化劑進行消毒處理。含氯消毒劑消毒處理都是通過產生次氯酸, 進一步釋放具有極強的氧化性新生態(tài)氧使得抗病毒藥物及其代謝物被氧化[42]。

臭氧氧化法屬于高級氧化技術的一種, 已被廣泛應用于污水處理廠的三級處理工藝, 臭氧氧化有機微污染物的方法有兩種方式: 直接氧化和間接氧化。直接氧化是臭氧分子和污染物直接發(fā)生反應; 間接氧化是使臭氧發(fā)生一系列化學反應生成羥基自由基(·OH), 進而氧化有機污染物[43-44]。Singer等[29]在英國Benson污水廠中調查發(fā)現(xiàn), 通過臭氧氧化處理后, 奧司他韋羧酸鹽的去除率大約為50%, 高于沒有使用臭氧氧化前的去除率。通過臭氧氧化的三級處理方法對兩種抗病毒藥物的去除率大于90%。據(jù)Azuma等[38]研究, 抗病毒藥物帕拉米韋在采用活性污泥法的污水處理廠出水經氯化消毒后, 其最高濃度為64 ng/L; 在使用間歇式臭氧反應器進行臭氧處理初期, 濃度降低至(4 ng/L), 一段時間之后, 藥物濃度低于檢測水平。

4 結論與建議

(1)不同抗病毒藥物在水環(huán)境中的代謝過程很復雜, 抗病毒藥物的結合態(tài)、 代謝物等的相關形態(tài)多樣, 其環(huán)境風險具有較高的不確定性, 但相同功能基團的抗病毒藥物具有類似的代謝途徑, 如阿巴卡韋、 阿昔洛韋、 更昔洛韋、 拉米夫定和齊多夫定等藥物的降解都遵循著羥基基團氧化生成羧酸這一轉化反應, 此類羧酸化合物在水體中不僅擁有高穩(wěn)定性, 更具有較高的生態(tài)毒性。由于我國仍缺乏有關抗病毒藥物及其代謝物監(jiān)測數(shù)據(jù)和研究成果, 目前還沒有針對單一或多種抗病毒藥物及其代謝物的風險評估體系, 因此對于抗病毒藥物殘留的環(huán)境遷移、 轉化和風險評估等方面還有待進一步研究。

(2)為了觀察抗病毒藥物是否遵循特定的模式, 有必要在疫情高發(fā)地區(qū)和人口密集地區(qū)進行區(qū)域性研究, 如新型冠狀病毒大流行期間, 廣譜抗病毒藥物阿比朵爾已經被用于患者的治療中, 大規(guī)模使用抗病毒藥物可能導致污水處理廠藥物及其代謝物濃度短期內出現(xiàn)峰值。研究抗病毒母體藥物及其代謝產物/轉化產物與宿主的關系, 將有助于預測這一新興類別的污染物的流向, 避免人體產生抗藥性而限制了抗病毒藥物的臨床應用。

(3)天然濕地、 人工濕地及多種生態(tài)系統(tǒng)是抗病毒藥物由污水處理廠排出后進入自然水環(huán)境的最后處理措施, 而抗病毒藥物在地表水中主要發(fā)生光轉化與生物轉化, 因此, 人工濕地、 穩(wěn)定塘等生態(tài)修復系統(tǒng)對抗病毒藥物等新型污染物的修復具有較好的應用前景, 其凈化容量及凈化潛力有待進一步研究。