尿液中药物与耐药污染及削减技术研究进展

徐国韬,周晓琴,2*,李子富**,赵美娟 (.北京科技大学能源与环境工程学院,北京市工业典型污染物资源化处理重点实验室,北京 00083；2.同济大学,水利部长三角城镇供水节水及水环境治理重点实验室,上海 200092)

20 世纪90 年代,欧洲学者提出源分离排水理念,旨在将人类排泄物同厨房用水、洗涤水等其它生活污水在源头上分离,从而实现分质管理.更进一步可利用粪尿分集便器、小便器等器具将粪便和尿液分开收集,从而得到尿液及冲洗水(称之为黄水)和粪便及冲洗水(称之为褐水),通过源头直接分离收集得到的黄水,也称之为源分离尿液.源分离理念的提出和实施,有助于构建“人体-土壤-植物-人体”之间的可持续物质循环[1].近年来,大量的注意力聚焦在如何高效回收源分离尿液中的氮、磷、钾等营养物质上[2],取得了令人瞩目的成果,开发获得了一系列方法和工艺,如吹脱、吸附、鸟粪石沉淀等[3-10],并实现了从实验室研发到实际应用.然而,除营养物外,源分离尿液中也检测出相当浓度的药物及相关微生物耐药污染[11].尽管相关的健康风险还未有定量识别,但是其极大地降低了消费者对尿液资源化产品的接受程度[12-13].因此,识别尿液中的残留药物与相关耐药污染特性,研发相关工艺技术以降低尿液或尿液衍生肥料施用带来的健康风险具有重要意义[14].基于此,本文通过文献检索,总结了尿液中残留药物、耐药微生物及相关耐药基因的污染特性,并梳理了现有的去除工艺和技术,以期为尿液资源化处理和安全利用提供参考.

1 尿液中药物及耐药污染特性

1.1 尿液中的残留药物污染

由表1 可以看出,目前尿液中已经检出的药物种类高达34 种,平均浓度在0.07～2.7×103μg/L,检出频率0.7%～100%.布洛芬是尿液中检出浓度最高的消炎药,达0.25mg/L,这与它在人群中的广泛使用性密切相关;双氯芬酸作为抗风湿类消炎药检出频率最高,几乎在所有的样本中都被检测到;降压药在尿液中的检出频率和浓度也较高,这可能与高血压在人群中普遍存在关联,据报道,中国成年人中高血压的患病率高达33.5%[15].激素类药物,如用于治疗艾滋病经常使用到的4 种逆转录病毒抑制剂在非洲地区的尿液样品中易被检测到,检出频率均大于10%[11,17];此外,一些性激素在尿液中也被检出,这可能与人体口服的激素类避孕药有关.

表1 源分离尿液中的药物含量Table 1 Contamination of drugs in source-separated urine

我国是抗生素的生产和使用大国,据报道,2011年中国人均抗生素年使用量为57.3g[32],到2015 年中国抗生素年使用量增加到92700t,人均年使用量约为66.9g[33],我国人尿中抗生素的年排泄量超过5000t[34].从源分离尿液检出的34 种检出药物中(表1)有19 种属于抗生素,它们大多是由人服用后未被代谢而直接排出,以阿莫西林为例,约有60%的阿莫西林在食用后24h 内通过尿液和粪便排出[31-36].阿莫西林、氟洛芬、青霉素、诺氟沙星、恩诺沙星和氧氟沙星在尿液中的检测频率和平均浓度相对较高,阿莫西林检出频率为7.8%～90%,平均浓度为0.98～58.1μg/L;氟洛芬检出频率为30%～34%,平均浓度为0.1～260μg/L;青霉素检出频率为25.5%～35.5%,平均检出浓度为0.13～ 2.82μg/L;诺氟沙星检出频率为3.5%～90%,平均浓度为0.037～5.36μg/L;恩诺沙星检出频率为4.2%～62%,平均浓度为1.69～492.8μg/L;氧氟沙星检出频率为13%～38.5%,平均检出浓度为0.07～54.7μg/L[24].由于饮食、经济和流行性疾病等因素,尿液样本中抗生素的含量因地区而异,例如,天津市健康的成年男子尿液中抗生素的总体检出率为40.4%,平均抗生素浓度为13.41μg/L[37];深圳市健康的成年人尿液样本中抗生素的总体检出率为30.8%,平均检出浓度为18.1μg/L[38].在非洲,检出频率较高的抗生素是磺胺甲噁唑和甲氧苄啶,分别为95%和85%,并且浓度最高可达6.8×106μg/L 和1.3×106μg/L[11].年龄状况也会影响尿液中的抗生素浓度,儿童以及老年人的免疫能力较弱,更容易患病,因此可能会摄入更多的抗生素[20,25].源分离尿液是否发生了水解对其中的抗生素含量影响不大,有研究指出尿液的水解无法有效去除其中含有的抗生素[39].综上所述,尿液中的抗生素平均浓度要比其它水环境中抗生素浓度高2～ 1000倍[40],这些抗生素随尿液施肥进入土壤,能够在一定条件下长期存在并抑制土壤中的微生物活性,这一现象将极大地降低尿液的肥用价值.

1.2 尿液中微生物耐药性污染

微生物耐药性污染是指尿液中含有耐药菌和耐药基因.一般情况下,尿液在离开人体时基本上是无菌的,人体排出的肠道耐药微生物主要集中在粪便中.受粪便污染或环境污染,大量的病原微生物也在尿液中被检出[41-44].尿液中微生物耐药性污染的相关研究还不多见.目前已经报道的有耐头孢菌素和碳青霉烯类抗生素的肺炎克雷伯菌[45-46]、耐万古霉素的粪肠杆菌[45]、耐甲氧西林的金色葡萄球菌[47]、耐β-内酰胺类抗生素的铜绿色假单胞菌[48]等.耐四环素大肠杆菌作为一种典型抗生素耐药细菌,在源分离尿液中的检出频率超过50%,并且最大检出浓度高达2×106菌落形成单位(CFU)/L[31].近年来,抗生素抗性基因作为一种新型污染物,已经成为了全球关注的卫生问题.源分离尿液中耐药基因的来源之一是肠道耐药微生物体内所携带的耐药基因,这些肠道耐药微生物随粪便一起从人体中排出,并通过“粪尿交叉污染”的途径进入源分离尿液.此外,环境中的耐药基因也可能随食物链进入人体随后从尿液排出[49-50].当前从源分离尿液中已经检测出了12 类耐药基因,分别是碳青霉烯酶基因(blaKPC、blaNDM、blaIMP、blaVIM)[51-52],超广谱β-内酰胺酶基因(blaCTX-M、blaSHV)[51-52],甲氧西林类耐药基因(mecA、mecC)[51],万古霉素耐药基因(vanA)[51],氯霉素乙酰转移酶基因(catB3)[52],磺胺类耐药基因(sul1、sul2)[31,52],四环素类耐药基因(tetM、tetA)[52-53],大环内酯类耐药基因(mef(A)、mph(A)、mph(B)、mph(D))[54],雌激素反应元件(ere(B)、ere(A))[54],甲基化酶基因(erm(B))[54],甲氧苄啶耐药基因(dfrA25)[55],整合子(intl)[56]等.但是大多数研究只是定性分析,目前仅报道了tetM和sul1两种抗生素耐药基因在源分离尿液中的详细浓度,分别为1010copies/mL 和107copies/mL[31,53].

2 尿液资源化过程对药物及相关耐药污染的去除效果

在吹脱、鸟粪石沉淀等[3-10]尿液资源化处理过程中,一些药物及相关耐药性污染物均有不同程度的减少,但是多数仍然残留在尿液中.为进一步去除这些污染物,一般采用自然储存法、吸附法、膜分离技术、电化学法、生物方法和其它方法.

2.1 自然储存法

尿液极不稳定,自然状态下尿素极易水解,导致pH 值和氨氮浓度升高,而高pH 值和高浓度氨氮可以灭活病原微生物,因此世界卫生组织(WHO)根据尿液在一定温度下储存一定时间后的病原微生物数量及尿液施用对象,提出了建议的贮存时间.如在4℃储存≥1个月,尿液可施用于无需加工的粮食和饲料作物,而要施用于需加工的粮食作物则建议在4℃储存6 个月;此外,将尿液在20℃下储存6 个月可用于所有作物.对尿液储存过程中的药物及相关污染的研究工作表明(表2),无粪便交叉污染的尿液自然储存对达芦那韦、氢氯噻嗪、拉米夫定和利福平有较好的去除效率[57-58].如果尿液与粪便之间发生了交叉污染,储存6 个月后尿液中药物去除率将不足50%[57].

表2 自然存储法对尿液中药物及相关耐药污染的去除效果Table 2 Efficiency of natural storage for drugs and its related antimicrobial resistance removal from source-separated urine

尿液自然储存也能有效灭活尿液中的抗生素抗性细菌,将尿液自然储存30h,可以去除1.38log 的耐四环素大肠杆菌,将储存时间延长至36h,耐四环素大肠杆菌将被完全去除[31],但是尿液的自然储存过程对抗生素抗性基因的削减效率较低,有研究报道将尿液自然储存30d,其中的耐四环素基因tetM只减少了1log[31].

2.2 吸附法

利用吸附法可以去除源分离尿液中的药物,常用的吸附剂有活性炭、生物炭等.表3 中,静态吸附条件下,采用颗粒活性炭,吸附60min 可去除尿液中90%以上的药物,延长吸附时间至360min,尿液中的药物能完全去除[59],并且不影响尿液中营养组分[60].采用粉末活性炭,投加剂量为50mg/L时,可去除大部分抗生素类药物,若提高剂量至200mg/L,能实现尿液中抗生素的完全去除[57].生物炭能去除尿液中90%以上的药物,但同时也吸附了36%的氮和23%的磷,这不利于保持尿液的营养价值[61].

表3 吸附法对尿液中药物的去除效果Table 3 Efficiency of adsorption for drug removal from source-separated urine

吸附法主要通过影响耐药细菌群落结构来影响抗生素抗性基因的分布[64],然而,目前使用吸附法去除尿液中耐药性污染的研究基本空白,并且吸附法对耐药基因的去除并不具备选择性,已有研究表明,5g/L 生物炭可以降低养殖废水中38.4%抗生素抗性基因的相对丰度[65].

2.3 膜分离技术

膜分离技术是指在分子水平上不同粒径分子的混合物在通过半透膜时,实现选择性分离的技术.由表4 可见,纳滤膜能高效去除尿液中的药物并保存尿液中95%以上的尿素,但是对氨的截留率高于40%,对磷酸盐的截留率高于90%[66],如果能抑制尿液水解,保持尿素稳定存在,有助于降低氨的截留率.通过鸟粪石沉淀回收水解尿液中磷酸盐的方法已经较为成熟,磷酸盐回收率可达68%～70%,且得到的鸟粪石晶体的纯度也很高,为99%以上,并且残留在鸟粪石晶体中的四环素含量非常低,小于1%[67].因此,在无法抑制尿液水解的情况下,可先对水解尿液中的磷酸盐进行回收,再使用膜分离方法,不但可以得到最大去除效率,还可以减少纳滤膜的堵塞.但是目前使用膜分离技术去除尿液中耐药性污染的研究暂且空白.

表4 膜分离技术对尿液中药物的去除效果Table 4 Efficiency of membrane separation for drug removal from source-separated urine

2.4 电化学法

电化学是利用尿液中含有的Cl-、SO42-等阴离子产生氧化基团从而去除污染物,尿液中的药物主要是被电解尿液产生的氯气所氧化[69].

当前,电化学法是用于去除尿液中耐药性污染的有效方法.利用电化学产生的高效氧化剂,能在3h内分别去除6.4log 粪肠杆菌、4.8log 肺炎克雷伯菌和5.4log 大肠杆菌[45].电化学法与紫外线联合使用可以提高尿液中耐药菌的灭活效率,这是因为二者都能促使尿液产生大量的活性自由基团,如单独使用紫外线,只能去除3log 肺炎克雷伯菌,然而联合使用电化学法能实现对肺炎克雷伯菌的完全去除[46].需要指出的是,电化学法不具备选择性,可以对尿液中含有的全部抗生素抗性基因进行氧化降解(表5)[70].研究表明电化学与紫外线联合使用能分别提高0.11log blaKPC、2.04log mecA 和3.5log blaOXA-50的去除率[48].此外,另一电化学法—微生物燃料电池已被实验证明是去除尿液中耐药菌的可行方法,在微生物燃料电池的闭合电路中,可以去除7.79log 耐β-内酰胺类抗生素的铜绿色假单胞菌和2.01log 耐甲氧西林的金色葡萄球菌[71].

表5 电化学氧化法对尿液中耐药基因的去除效果Table 5 Efficiency of electrochemical oxidation for antibiotic resistance genes removal from source-separated urine

表6 其它方法对尿液中药物及相关耐药性污染的去除效果Table 6 Efficiency of other methods for drug and related antibiotic resistance removal from source-separated urine

2.5 生物方法

为了防止尿液在存储过程中尿素水解、氨挥发和磷酸盐沉淀等营养物质流失,并降低存储尿液散发恶臭所产生的环境风险,可以通过生物方法将NH3转变为NO3-[72],这一过程称为尿液硝化.尿液硝化是生物过程降解,伴随着微生物的代谢活动,对抗生素也具有一定的降解效能,因此可以同时去除尿液中的药物[73].如在尿液硝化过程中克拉霉素降解了76%,甲氧苄啶降解了44%[57],罗红霉素降解了90%,恩诺沙星降解了60%,其中磺胺甲噁唑的去除率最高,可以达到95%[34],但是磺胺甲噁唑在硝化过程转化成了N4-乙酰磺胺甲恶唑,二者浓度之和在硝化过程中并未发生变化[57].

生物降解的同时,也导致了抗生素对微生物的选择压力,这对抗生素抗性基因的去除不利.有报道称在生物降解过程中 Tn916/1545 基因减少了2.57log,但伴随着qnrS基因丰度增加1.19log[74].上述现象可能导致尿液中抗生素抗性基因总量去除率不高,另一研究表明尿液硝化过程中前30 个抗生素抗性基因总相对丰度仅降低了20%[34].

2.6 其它方法

将臭氧和电渗析法相结合能在有效去除药物的基础上,去除尿液中99%以上的激素[75].使用离子交换法能显著去除新鲜合成尿液和合成水解尿液中的双氯芬酸,并且对尿液中的磷酸盐的去除率很小,仅为2%～11%,能有效保存尿液中的营养物质[76].利用超声波在尿液基质中形成羟基自由基对药物进行氧化,也能取得较好的药物降解效果[77].

研究报道使用10%的氧化镁和10%的生物炭制备的新型球形材料,与10mmol/L 过硫酸盐的联合使用,可以去除98%的磺胺甲噁唑,还能完全回收尿液中的磷[62].这是通过提升吸附介质的选择性,达到在去除抗生素的同时回收尿液中营养物质的目的.生物炭与过氧化氢相组合也可以去除尿液中的磺胺类抗生素,但0.1g/L 的投加量下去除率仅有60%[63].

极端pH 值环境通常被认为不利于任何微生物生存,当pH>11 时,DNA 的双螺旋结构会解开变成一条单链从而变性.因此利用碱化尿液的方法可以有效去除抗生素耐药基因,降低尿液的肥料使用风险.研究表明pH12的环境下将粪尿混合液储存7d,能去除5log 的mefA、3log 的tet(W)、10log 的cfxA,如果将处理时间延长至28d,抗生素抗性基因能全部去除[78].

3 存在的问题与解决思路

3.1 对尿液中药物及微生物耐药的污染特性认识不够全面

一直以来,水环境中的药物、耐药微生物和耐药基因污染是全世界关注的环境问题[80],污水处理厂被视为是药物、耐药微生物和耐药基因的汇集与传播的重灾区[81].目前,污水中已检测出的药物高达70种,浓度在0.98～150μg/L[73,82],多种耐药微生物[83]和其携带的耐药基因[84]也频繁在污水处理厂的各级工艺处理单元中检出.然而,作为污水中的污染物重要输入源,截止目前,源分离尿液中被报道的药物、耐药细菌、耐药基因等非常有限,对尿液的微污染特性认识不足,需要全面识别,此外还需考虑尿液中新型药物不断出现的问题.

检测方法往往是限制复杂环境中这类污染特性识别的关键因素.色谱技术是尿液中抗生素测定中最常用的技术,液相色谱-串联质谱法(LC-MS/ MS)具有灵敏度高、特异性合理、检测限较低(0.002～14.3ng/mL)和可同时测定多种目标分析物的优点[85],但是也具有成本高、复杂性高、试剂消耗量高的缺点.免疫分析方法也可以检测尿液中的抗生素,其是通过着色反应确定抗原的含量,根据抗生素抗体和抗原抗体之间的竞争反应计算抗生素浓度,具有低成本、简单和能进行现场测试的优势.然而,由于抗体和结构相似的抗生素之间的交叉反应性,该方法选择性较差,检测限精度也不够(0.003～510ng/mL)[86],未来需要开发精度更高、操作更简便、成本更低廉的技术手段.在抗性基因检测上,虽然可以通过宏基因组学、实时荧光定量PCR、epicPCR[87]和其它新型方法[88]检测尿液中的抗生素抗性基因,但是如何保障检测的准确度和精度还面临挑战.因为尿液成分复杂,需要进行方法优化.例如,使用qPCR 直接检测尿液中抗生素抗性基因时,CT 值会高于35,同时DNA 的溶解曲线伴有众多杂峰,在实际操作过程中需要对DNA 提取方法优化.可行的一种处理方式是,先将尿液离心处理以去除其中的不溶物质,再向上清液中添加2.5倍体积的无水乙醇,以使抗生素抗性基因析出,离心后便可得到纯度较高的抗生素抗性基因,最后加入一定体积的双蒸水即可得到抗生素抗性基因溶液,再上机操作可以解决上述问题.鉴于此,建立尿液环境下的测试分析方法是未来的重要方向之一.

3.2 尿液中药物及微生物耐药污染去除技术的研究及应用不足

可以看出,大部分的已有研究聚焦在尿液中药物去除上,而细菌耐药性控制技术还处于起步阶段.而污水中耐药菌与抗性基因的控制技术已经相对较多[89-90],其中高级氧化技术[90-95]在细菌耐药控制方面显现出巨大的潜力,备受关注.然而,与污水相比,尿液理化性质十分复杂[96-97],高级氧化技术处理[97-104]下自由基的生成机制与污水不同,因此,亟需理清尿液的主要理化性质,如尿素、NH3/NH4+、HCO3-/CO32-、Cl-,与活性自由基团、目标污染物之间的交互作用机制.另一方面,为了创造可控的研究条件,往往采用模拟尿液进行实验,表7 中,使用的8 种典型模拟尿液配方并不统一,需要建立统一的标准指导配制模拟尿液,以便于不同研究结果之间比较.

表7 尿液研究中常用的模拟尿液配方Table 7 Typical synthetic urine formulations for research

总的说来,目前尿液的处理技术工艺实现工业化应用的较少,大部分还处于实验室研究或放大实验运行阶段,技术的经济成本分析还不足.由表8 可以看出,还需要开发多种实行性强、运行维护简便的技术.

表8 尿液中药物及相关耐药性污染的去除方法对比Table 8 Comparison of methods for drug and its related antimicrobial resistance removal from urine

3.3 缺乏尿液中药物及相关耐药污染的风险定量分析及回用标准

随着药物及相关耐药性污染物质在尿液中不断检出,人们对尿液资源化产品的接受度面临挑战[12-13].据报道,污水处理系统中有19 种药物具有高毒性,54 种药物具有毒性[110].而源分离尿液中的药物污染平均浓度要比水环境中的平均浓度高2～1000 倍[40],可能有潜在的毒性风险,需要关注.此外,尿液中药物及相关耐药污染的风险定量分析还需要大量的基础研究数据,如各种药物在不同地区的使用量和使用频率,使用源分离尿液施肥后土壤中药物的残留浓度及变化趋势,抗生素抗性基因的残留浓度、种类及变化趋势,抗生素抗性基因水平转移的能力,对细菌的群落结构的影响及耐药菌的产生条件及浓度等.

4 结论和展望

受到粪便污染或环境污染的影响,耐药菌和抗生素抗性基因也在源分离尿液中检出.这降低了人们对其资源化产品的接受度,然而目前对于尿液中药物风险及尿液中耐药性传播风险的评估体系均尚未健全,关于尿液中耐药性风险水平的评价标准尚无,并且国内针对尿液中药物及耐药性健康风险研究基本空白,需要进一步研究,为制定尿液中各种类污染物的控制标准提供依据,从而实现尿液相关的健康风险可控.

源分离尿液资源化过程中对药物及相关耐药污染的去除技术目前仍然处于实验室研究阶段,电化学技术目前是去除尿液中耐药菌和抗生素抗性基因的有效技术手段,但是应用于实际现场处理时还需要通过设计更合理的电极材料来提高使用寿命、降低能耗.因此,对已有技术进行优化或使用多种技术联合处理尿液以去除药物及相关耐药污染是未来研究的重点.在尿液的处理过程中,应在尽可能地保存尿液中营养物质的前提下,最大限度地降低尿液资源化应用的健康风险,以获得对环境、人体、动物无害的优质肥料.