环境水体中抗病毒药物的赋存及其在污水处理厂的去除研究进展

白少元，黄英才，李雨桓b，张 琴，王 梅

(1.桂林理工大学 a.广西矿冶与环境科学实验中心；b.广西环境污染控制理论与技术重点实验室，广西 桂林 541006；2.恒晟水环境治理股份有限公司，广西 桂林 541004)

0 引 言

抗病毒药物是一类专门用于治疗病毒感染的药物[1], 根据病毒感染的途径, 可分为抗DNA病毒药物、 抗RNA病毒药物、 抗逆转录病毒药物、 蛋白酶抑制剂, 以及针对乙肝、 流感等的专属抗病毒药物。抗病毒药物作用机理主要有直接抑制或杀灭病毒、 干扰病毒吸附、 阻止病毒穿入细胞、 抑制病毒生物合成、 抑制病毒释放或增强宿主抗病毒能力等, 其中, 抗DNA病毒药物主要有抗疱疹病毒药物阿昔洛韦、 更昔洛韦、 喷昔洛韦等; 抗RNA病毒药物主要有抗丙肝病毒药物特拉普韦等; 抗逆转录病毒药物主要有抗逆转录酶抑制剂齐多夫定、 司他夫定、 阿巴卡韦等, 蛋白酶抑制剂阿扎那韦、 利托那韦等; 广谱抗病毒药物利巴韦林等; 抗流感药物金刚烷胺、 奥司他韦等[2]。抗病毒药物主要是通过影响病毒复制周期的某个环节而产生作用。

自1983年发现艾滋病的致病病毒——人类免疫系统缺陷病毒(HIV)以来, 抗病毒药物的使用量开始急剧增加[3]。在COVID-19疫情全球大流行中(根据世卫组织的统计数据, 截至2021年9月, 全球新型冠状病毒感染的肺炎“COVID-19”确诊病例超过2.2亿例, 累计死亡病例456.5万例[4]), 抗病毒药物被广泛应用于新冠肺炎疫情的临床治疗。人类与病毒性疾病之间的斗争促进了抗病毒药物的不断研发和使用, 产生了与之相关的一系列公共卫生问题。研究表明, 抗病毒药物在被服用后, 部分会在人体内发生一系列的生物转化, 但并不会被完全代谢, 这些药物及其代谢残余物最终会随着人体排泄物释放并汇集到水环境中[5]。抗病毒药物及其代谢物在废水和周围自然水域中长时间滞留, 将促进水体微生物耐药性, 导致抗病毒药物在未来的人体及动物的临床应用受限, 同时也会对环境安全造成威胁[6]。

对抗病毒药物在水环境中赋存状况的研究相对较晚。Fick等[7]和Straub[8]的研究表明, 抗流感药物奥司他韦在污水处理厂中仅被部分去除; Prasse等[9]研究了除奥司他韦以外的其他抗病毒药物在德国两个污水处理厂进出水及地表水中9种抗病毒药物(阿昔洛韦、 阿巴卡韦、 拉米夫定、 奈韦拉平、 奥司他韦、 喷昔洛韦、 利巴韦林、 司他夫定、 齐多夫定)和1种活性代谢物(奥司他韦羧酸盐)的残留情况。近年来, 对抗病毒药物这一新污染物的关注度逐年提高, 相关的发文量有所上升, 尤其是新型冠状病毒感染流行过程中, 抗病毒药物使用量的提高加剧了其在环境水体中的残留, 但国内对抗病毒药物在水处理领域的研究依然较少。笔者在查阅大量文献基础上, 总结了抗病毒药物在水环境中的赋存现状、 毒理学评价, 以及城市污水处理系统对其去除情况等, 为环境水体中抗病毒药物及其代谢物研究工作提供基础。

1 抗病毒药物在水环境中的暴露

环境水体中的抗病毒药物主要来源于医疗、 制药及生活污水, 经过污水处理系统净化后, 直接或间接进入受纳水体中, 并最终进入地表水环境系统, 影响人类用水安全(图2)。Rimayi等[10]对南非uMngeni河口的水和沉积物进行了取样分析, 结果显示, 沉积物样本中检测到奈韦拉平与依法韦仑, 其中奈韦拉平含量高达81 ng/g。Giebutowicz等[11]在波兰维斯瓦河检测到了抗病毒药物达芦那韦。Ngumba等[6]对肯尼亚内罗毕河流域的抗生素与抗逆转录病毒展开调查, 结果表明, 在人口密集地区(特别是在非正规居住区)药物浓度有所增加, 由于当地存在着大量艾滋病患者, 加之卫生条件差与抗病毒药物的大量使用, 河水中药物的最大浓度甚至高于城市污水处理厂出水。

图1 抗病毒药物在水环境中的迁移Fig.1 Migration of antiviral drugs in water environment

此外, 水环境中抗病毒药物的浓度受病毒性疾病发生的季节性、 抗病毒药物消耗量和环境潜在因素(水流量、 降水量、 温度等)的影响显著。Azuma等[12]在2010年7月—2011年6月监测了日本淀川流域奥司他韦、 奥司他韦羧酸盐、 扎那米韦和金刚烷胺4种抗流感药物浓度随季节的变化情况, 结果显示在2011年1—3月季节性流感暴发期间, 奥司他韦、 奥司他韦羧酸盐和扎那米韦的浓度变化特征与使用这些药物治疗的流感患者人数同步。类似地, 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)对珠江及其支流河水进行样本采集, 结果表明, 夏季河水中阿昔洛韦的浓度高于冬季, 可能是降雨后地表径流将抗病毒药物汇聚所致。

抗病毒药物作为母体化合物进入水环境中, 通常通过光解、 水解、 吸附和水生生物体内的生物降解等作用下转化为其他代谢产物[13]。Gonçalve等[14]分别在人工和自然光照条件下研究了奥司他韦酯(OE)和奥司他韦羧酸盐(OC)的光降解途径和速率以评价光解的去除潜力, 结果表明, 药物进入环境中会经历水合作用和微生物降解作用并滞留在水环境中。周成智等[15]研究发现, 在河流、 小溪等水环境中硝酸根离子、 碳酸氢根离子、 溶解性有机质等物质对阿昔洛韦的光解有促进作用, 且溶解性有机质在有机污染物的光化学转换中起着重要的作用。

2 抗病毒药物的生态毒性及其抗性基因

抗病毒药物的母体化合物及其代谢物滞留在地表水中, 不仅会破坏敏感的生态系统, 还可能造成此类有机污染物富集到粮食、 蔬菜、 鱼类等食物中, 并通过食物链的传递对人类的健康造成极大的威胁[16]。Sanderson等[17]为评估地表水中药物的环境风险排序和优先次序, 分析了2 986种不同的药物化合物对甲壳类、 鱼类和藻类等生物群的危害, 根据化学品理化性质(Q)SAR模型和毒性试验数据分析得出抗病毒药物对上述生物的危害在众多药物中排名第8, 表现出潜在的生态毒性。Mestankova等[18]在对奥司他韦和奥司他韦羧酸盐的生态毒性研究中发现, 两种药物在藻类、 水蚤和鱼类的试验中, 所测出的最大无影响浓度处于较高的水平(NOEC>1 mg/L)。Straub[19]采用藻类和水蚤作为受试生物, 对不易生物降解的更昔洛韦和缬更昔洛韦进行了慢性毒性试验, 在最高检测浓度(1 000 mg/L)下, 两种药物对受试生物无明显抑制作用或累积效应。Ngumba等[6]根据磺胺甲恶唑、 甲氧苄啶、 环丙沙星、 拉米夫定、 奈韦拉平和齐多夫定6种分析物和藻类、 水蚤、 鱼类3种营养级的最大浓度和中位浓度的计算风险商数进行了环境风险评估(RQ), 结果表明: 藻类对抗病毒药物的敏感度最高, 奈韦拉平(NVP)的RQ≥1, 鱼类、 水蚤类虽RQ较低, 但存在着一定的生态毒理影响风险。Robson等[20]于南非地区的依法韦仑展开调查发现, 依法韦仑会对鱼类肝脏造成损伤, 使其整体健康情况下降。

抗性基因(ARGs)是产生抗药性的根本原因。在流感期间抗生素使用量的激增会导致抗性基因在环境中的增加, 并且对抗药性的产生有显著的影响。2009年欧洲流感期间, Lackenby等[21]对甲型流感病毒(H1N1)分离株的分析结果显示, 在这些欧洲病毒株中, 大约有14%的病毒株对流感期间广泛使用的抗流感药物奥司他韦(达菲)产生抗药性, 抗药性毒株H275Y便是从人为在口腔组织标本中分离出的病毒之一。Takashita等[22]在2009年日本流感大流行期间筛选了2 482株H1N1病毒, 也检出了对奥司他韦和帕拉米韦呈交叉抗药性的[A(H1N1)pdm09]病毒。此外, 抗病毒药物汇集到水体中也可能会加速流感病毒感染野禽体内抗药性病毒的产生, 栖息在水生环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, 绿头鸭暴露在含有奥司他韦的环境中产生了H274Y、 R292K、 I222T等抗药性病毒, 其中当耐药[A(H6N2)/R292K]变异体在不施加药物压力的情况下在绿头鸭中复制时可使其恢复为野生型, 而另外两种病毒变异体的抗药性在没有药物压力的情况下仍持续存在。

3 城市污水处理设施对抗病毒药物的去除

3.1 污水中抗病毒药物的去除情况

城市污水处理厂的处理工艺主要包括活性污泥法、 生物膜法等, 在排放前经过消毒和化学氧化法等处理步骤, 通常认为对抗病毒药物及其代谢产物具有一定的去除效果。就去除生活污水中抗病毒药物而言, 大多数针对污水处理厂去除抗病毒药物的研究都涉及到生物处理及化学处理两类去除工艺。

污水处理厂实行一级、 二级和三级处理, 一级处理包括筛分、 粉碎、 除砂和沉淀等物理过程[24]。通常情况下, 一级处理的目的是减少悬浮固体, 未能达到对抗病毒药物的有效去除; 二级处理通常涉及到微生物处理过程, 将污染物连同其中的抗病毒药物吸附至活性污泥上, 再通过微生物代谢去除, 这一过程对抗病毒药物虽然具有一定去除效果, 但具体效果与抗病毒药物种类有关; 三级处理主要包括混凝沉淀、 过滤、 活性炭吸附和氯化、 臭氧化、 紫外线等消毒工艺, 能够实现对病原学微生物的有效去除[25]。

为了明确不同地区各污水处理工艺对抗病毒药物的去除效果, 收集不同国家、 不同处理工艺对12种典型抗病毒药的进出水浓度与去除率。不同的污水处理厂之间对同一抗病毒药物的去除率可能有所不同, 这不仅与抗病毒药物结构的复杂性及其理化性质有关[26], 也受不同污水处理厂的环境因素(温度、 pH等)及操作条件(水力停留时间、 污泥停留时间等)影响[27]。此外, 抗病毒药物在水环境中的含量多是痕量、 超痕量的, 因此需要灵敏度高的检测与分析方法[28]。

从表1各类抗病毒药物的去除数据来看, 活性污泥法和膜生物反应器对阿巴卡韦、 阿昔洛韦、 奈韦拉平、 司他夫定的去除效果较好, 但对奥司他韦、 奥司他韦羧酸盐、 利巴韦林、 齐多夫定等的去除效果不佳。而臭氧氧化、 消毒等工艺对奥司他韦羧酸盐、 金刚烷胺、 扎那米韦等有较好的去除效果。稳定塘生态系统对抗病毒药物的去除性能的数据还较为缺乏, 无法进行有效分析。

表1 各类抗病毒药物去除情况

Funke等[35]认为阿巴卡韦的生物降解是通过将药物中的羟基分子氧化成相应的羧酸来实现的, 并对阿巴卡韦进行高压灭菌实验, 结果表明阿巴卡韦在非生物条件下是稳定的。阿昔洛韦在德国Langenau城市污水处理厂中经活性污泥法处理后几乎完全被去除, Seitz等[36]认为这可能是由于阿昔洛韦的药物作用在活性污泥法中几乎完全失效所致。Schoeman等[37]的研究显示, 奈韦拉平在活性污泥中的去除情况可能与其羟基代谢物及初沉池中污泥的吸附力有关。Azuma等[38]的研究表明, 通过污泥吸附不能有效去除靶向抗流感药物(法维拉韦、 帕拉米韦、 扎那米韦、 奥司他韦、 奥司他韦羧酸盐、 金刚烷胺)。Ghosh等[30]在2008—2009年和2009—2010年日本流感季节期间调查研究显示, 一级处理对药物无明显的去除作用(奥司他韦去除率2%～9%; 金刚烷胺去除率7%～17%); 具有强化生物脱氮除磷功能的二级处理工艺对奥司他韦羧酸盐的去除率为20%～37%; 而基于延时曝气的常规活性污泥法处理对奥司他韦羧酸盐的去除率小于20%, 使用一级处理加生物二级处理对污水中药物的去除率小于50%; 采用臭氧氧化法后, 奥司他韦羧酸盐和金刚烷胺两种药物的去除率均高于90%。瑞典斯德哥尔摩的污水厂采用臭氧氧化法对奥司他韦羧酸盐的去除率超过99%[31]。南非西开普省采用生物处理加氯化消毒法对金刚烷胺的去除率超过97%, 说明氯化及臭氧氧化三级处理工艺对奥司他韦羧酸盐和金刚烷胺的去除效果较二级处理显著升高[33]。

3.2 污水处理工艺对抗病毒药物的去除机理

生物处理法主要包括活性污泥法及生物膜法。活性污泥法是一种广泛用于去除有机污染物的工艺, 主要是通过反应池中的微生物对有机污染物进行降解。活性污泥法对环境中有机污染物有着极高的去除率, 其中内分泌化合物可达75%～100%, 表面活性剂高达95%～98%, 某些个人护理类污染物的去除率为78%～90%, 而对药物类的去除率则在65%～100%[39]。

污泥吸附去除药物主要利用分子与污泥表面的静电相互作用和分子的疏水/亲水性质的影响[40], 如logKow<3.2(辛醇-水分配系数)的亲水化合物, 它们更有可能出现在水相中, 而很少被吸附到污泥上, 因此去除效果有限。而活性污泥法对阿巴卡韦、 阿昔洛韦、 拉米夫定、 奈韦拉平、 司他夫定等logKow>3.2的药物有较好的去除效果(图2)。Prasse等[9]针对阿巴卡韦、 阿昔洛韦、 拉米夫定、 喷昔洛韦和司他夫定5种药物进行分析的结果表明, 活性污泥法对此类抗病毒药物都有着较好的去除率(87%～99%)。Vergeynst等[32]研究采用活性污泥法的污水处理厂的进水和出水中药物的负荷情况时发现, 金刚烷胺的总出水负荷高于两个污水处理站的进水负荷(负去除), 这可能是由于进水中存在的悬浮固体的脱附作用(金刚烷胺logKow=2.44)。Abafe等[41]对南非的3个污水厂中抗病毒药物去除效果进行研究, 阿巴卡韦、 沙奎那韦和齐多夫定3种药物在采用了活性污泥法的两个污水厂中得以大部分去除。

图2 活性污泥法对部分抗病毒药物的去除效率[9，31，39]Fig.2 Removal efficiency of some antiviral drugs by activated sludge process

氯化消毒法长期被应用于废水和饮用水的消毒处理中, 其作为一种高效的消毒方法, 通过氯气(Cl2)、 次氯酸钠(NaClO)和二氧化氯(ClO2)等含氯氧化剂进行消毒处理。含氯消毒剂消毒处理都是通过产生次氯酸, 进一步释放具有极强的氧化性新生态氧使得抗病毒药物及其代谢物被氧化[42]。

臭氧氧化法属于高级氧化技术的一种, 已被广泛应用于污水处理厂的三级处理工艺, 臭氧氧化有机微污染物的方法有两种方式: 直接氧化和间接氧化。直接氧化是臭氧分子和污染物直接发生反应; 间接氧化是使臭氧发生一系列化学反应生成羟基自由基(·OH), 进而氧化有机污染物[43-44]。Singer等[29]在英国Benson污水厂中调查发现, 通过臭氧氧化处理后, 奥司他韦羧酸盐的去除率大约为50%, 高于没有使用臭氧氧化前的去除率。通过臭氧氧化的三级处理方法对两种抗病毒药物的去除率大于90%。据Azuma等[38]研究, 抗病毒药物帕拉米韦在采用活性污泥法的污水处理厂出水经氯化消毒后, 其最高浓度为64 ng/L; 在使用间歇式臭氧反应器进行臭氧处理初期, 浓度降低至(4 ng/L), 一段时间之后, 药物浓度低于检测水平。

4 结论与建议

(1)不同抗病毒药物在水环境中的代谢过程很复杂, 抗病毒药物的结合态、 代谢物等的相关形态多样, 其环境风险具有较高的不确定性, 但相同功能基团的抗病毒药物具有类似的代谢途径, 如阿巴卡韦、 阿昔洛韦、 更昔洛韦、 拉米夫定和齐多夫定等药物的降解都遵循着羟基基团氧化生成羧酸这一转化反应, 此类羧酸化合物在水体中不仅拥有高稳定性, 更具有较高的生态毒性。由于我国仍缺乏有关抗病毒药物及其代谢物监测数据和研究成果, 目前还没有针对单一或多种抗病毒药物及其代谢物的风险评估体系, 因此对于抗病毒药物残留的环境迁移、 转化和风险评估等方面还有待进一步研究。

(2)为了观察抗病毒药物是否遵循特定的模式, 有必要在疫情高发地区和人口密集地区进行区域性研究, 如新型冠状病毒大流行期间, 广谱抗病毒药物阿比朵尔已经被用于患者的治疗中, 大规模使用抗病毒药物可能导致污水处理厂药物及其代谢物浓度短期内出现峰值。研究抗病毒母体药物及其代谢产物/转化产物与宿主的关系, 将有助于预测这一新兴类别的污染物的流向, 避免人体产生抗药性而限制了抗病毒药物的临床应用。

(3)天然湿地、 人工湿地及多种生态系统是抗病毒药物由污水处理厂排出后进入自然水环境的最后处理措施, 而抗病毒药物在地表水中主要发生光转化与生物转化, 因此, 人工湿地、 稳定塘等生态修复系统对抗病毒药物等新型污染物的修复具有较好的应用前景, 其净化容量及净化潜力有待进一步研究。