Tổng quan về sự xuất hiện, nguồn gốc, sự chuyển hóa của dược phẩm và sản phẩm chăm sóc cá nhân (PPCPs) trong môi trường nước

SCIENCE TECHNOLOGY 
Số 45.2018 ● Tạp chí KHOA HỌC & CÔNG NGHỆ 123
TỔNG QUAN VỀ SỰ XUẤT HIỆN, NGUỒN GỐC, 
SỰ CHUYỂN HÓA CỦA DƯỢC PHẨM VÀ SẢN PHẨM 
CHĂM SÓC CÁ NHÂN (PPCPs) TRONG MÔI TRƯỜNG NƯỚC 
A REVIEW OF OCCURRENCE, SOURCES AND FATE OF PHARMACEUTICALS 
AND PERSONAL CARE PRODUCTS (PPCPs) IN AQUATIC ENVIRONMENT 
Phạm Thị Thanh Yên1,*, Vương Thị Lan Anh1 
TÓM TẮT 
Môi trường bị ô nhiễm, đời sống của người dân được cải thiện là những yếu 
tố thúc đẩy việc sử dụng dược phẩm và các sản phẩm chăm sóc cá nhân ngày 
càng tăng mạnh. Dược phẩm và các sản phẩm chăm sóc cá nhân sau khi đi vào cơ
thể người và động vật sẽ được thải bỏ ra ngoài môi trường qua đường nước tiểu 
và phân. Sự tiếp xúc lâu dài với hợp chất PPCPs ở nồng độ thấp hoặc nồng độ gây 
độc đều có thể gây ra những tác động không mong muốn đối với các loài không 
phải là mục tiêu, ảnh hưởng tới sức khỏe con người và hệ sinh thái. Bài báo sẽ
cung cấp các thông tin về sự xuất hiện và ảnh hưởng của các hợp chất PPCPs đối 
với môi trường sinh thái. 
Từ khoá: Dược phẩm và các sản phẩm chăm sóc cá nhân, môi trường nước, 
sinh thái. 
ABSTRACT 
The environmental pollution, improvement of living standards are factors that
promote the use of pharmaceuticals and personal care products. Pharmaceuticals 
and personal care products (PPCPs) are excreted from the human body and animals 
in the environment through urine and faeces. It has been shown that continuous 
exposure to low, subtoxic concentrations of certain PPCPs can cause unexpected 
consequences and unintended effects on non-target species and induce undesirable 
effects on humans and ecosystems. This paper provides information on the 
occurrence of PPCPs and their ecological impacts. 
Keywords: Pharmaceuticals and personal care products, aquatic environment,
ecosystem. 
1Khoa Công nghệ Hóa, Trường Đại học Công nghiệp Hà Nội 
 *Email:ptyendhcnhn@gmail.com 
Ngày nhận bài: 10/01/2018 
Ngày nhận bài sửa sau phản biện: 28/03/2018 
Ngày chấp nhận đăng: 25/04/2018 
1. ĐẶT VẤN ĐỀ 
Môi trường sống ngày càng ô nhiễm, đời sống của người 
dân được cải thiện là những điều kiện cho việc sử dụng dược 
phẩm và các sản phẩm chăm sóc cá nhân (PPCPs) trên thế 
giới không ngừng tăng lên hàng năm. Các hợp chất PPCPs 
bao gồm các loại thuốc chữa bệnh mua bán theo đơn và 
không theo đơn, thuốc thú y, nước hoa, mỹ phẩm, sản phẩm 
chống nắng, các chất chẩn đoán (các chất tương phản được 
sử dụng trong chụp cộng hưởng từ và các chỉ số trong các 
thử nghiệm mang thai) và thực phẩm chức năng (vitamin và 
chất bổ sung chế độ ăn uống) theo định nghĩa của cơ quan 
Bảo vệ Môi trường Hoa Kỳ (USEPA) [1]. Các chất này khi đi 
vào cơ thể người và động vật sẽ được đào thải ra môi trường 
theo phân và nước tiểu dưới dạng chất ban đầu hoặc chất 
chuyển hóa. Kết quả nghiên cứu của Kummerer và cộng sự 
(2009) cho thấy có khoảng 10-90% liều PPCPs được sử dụng 
cho người sẽ bài tiết dưới dạng thuốc ban đầu, phần còn lại 
được bài tiết dưới dạng các chất chuyển hóa và/hoặc các 
dạng liên hợp [2]. 
Sự xuất hiện của dược phẩm trong môi trường được bắt 
đầu đề cập vào những năm 90 của thế kỷ trước và được ghi 
nhận đầu tiên trong nước mặt là năm 1969 [1], khi các 
phương pháp phân tích đầu tiên được phát triển cho phép 
xác định dược phẩm trong các mẫu phức tạp và có nồng độ 
thấp. Các hợp chất PPCPs xâm nhập vào môi trường nước 
một cách trực tiếp hoặc gián tiếp thông qua các hoạt động 
của con người như thải nước thải, chăn nuôi, bón phân và 
thẩm thấu từ các bãi chôn lấp với nồng độ từ ng/L đến 
mg/L. Trong môi trường nước dưới tác động của các quá 
trình vật lý, hóa học và sinh học chúng có thể bị suy giảm 
đáng kể, nhưng nhiều nghiên cứu vẫn phát hiện thấy sự có 
mặt của các hợp chất này trong nước bề mặt, nước ngầm 
và nước uống. Các chất dược phẩm thường được phát hiện 
thấy trong nước là kháng sinh, thuốc giảm đau, steroid, 
thuốc chống trầm cảm, thuốc hạ sốt, chất kích thích [3]. 
Sự tiếp xúc liên tục với PPCPs mặc dù ở nồng độ thấp 
vẫn có thể gây ra các tác động không mong muốn đối với 
con người, với các loại không phải là mục tiêu và hệ sinh 
thái [4]. Tác động của PPCPs với các loài cá được công nhận 
đầu tiên vào cuối thập niên 90 [1] và các tác động này ngày 
càng được các nhà khoa học quan tâm. Do đó trong bài 
báo này sẽ đề cập đến sự xuất hiện, ảnh hưởng, sự chuyển 
hóa của dược phẩm và các sản phẩm chăm sóc cá nhân tới 
môi trường nước. 
 CÔNG NGHỆ 
 Tạp chí KHOA HỌC & CÔNG NGHỆ ● Số 45.2018 124
KHOA HỌC
2. HIỆN TRẠNG SỬ DỤNG DƯỢC PHẨM Ở VIỆT NAM VÀ 
TRÊN THẾ GIỚI 
Môi trường ngày càng trở nên ô nhiễm nghiêm trọng đã 
làm cho tỷ lệ người mắc bệnh và đặc biệt là các bệnh liên 
quan đến ung thư và di truyền học gia tăng. Điều đó được 
thể hiện qua lượng tiêu thụ thuốc trên toàn cầu không 
ngừng tăng lên hàng năm, theo ước tính của Evaluate 
Pharma, mức tiêu thụ thuốc toàn cầu sẽ gần chạm ngưỡng 
900 tỷ USD vào năm 2018. Kết quả thống kê cho thấy 50% 
tổng chi tiêu thuốc toàn cầu được sử dụng để điều trị 5 
nhóm bệnh: ung thư, tiểu đường, hen suyễn hô hấp, hệ 
miễn dịch và kiểm soát mỡ máu [5]. Mức chi tiêu bình quân 
thuốc của các quốc gia trên thế giới lớn nhất là Mỹ, Nhật 
Bản và Canada gần 800 USD/người/năm; các quốc gia đang 
phát triển (gồm cả Việt Nam) khoảng 96 USD/người/năm; 
Trung Quốc khoảng 121 USD/người/năm; Ấn Độ là quốc 
gia có mức chi tiêu bình quân đầu người thấp nhất [5]. Năm 
2007, Ý là nước có thị trường tiêu thụ dược phẩm lớn thứ 
ba ở Liên minh Châu Âu (EU) và chiếm 12% tổng lượng tiêu 
thụ ở EU [6]. Kết quả khảo sát ở 71 quốc gia có thu nhập 
thấp và trung bình từ giữa năm 2000 đến năm 2010 cho 
thấy lượng kháng sinh sử dụng đã tăng lên 30% trong đó 
penicillin và cephalosporin chiếm gần 60% tổng tiêu thụ 
trong năm 2010 [5]. Ở Tây Ban Nha, tổng lượng ibuprofen 
được bán ra mỗi năm ước tính khoảng 276 tấn, thuốc 
kháng sinh được bán ở mức thấp hơn như trimethoprim 
khoảng 3,7 tấn/năm [7]. Thuốc giảm đau acetaminophen, 
thuốc chống viêm acetylsalicylic acid và ibuprofen là 
những dược phẩm được tiêu thụ nhiều nhất ở 3 nước Châu 
Âu (Anh, Pháp và Tây Ban Nha) vào năm 2003 và 2004, tiếp 
theo là kháng sinh và thuốc chống động kinh 
carbamazepine [8]. Acetaminophen cũng là thuốc được sử 
dụng phổ biến ở Hàn Quốc, với lượng tiêu thụ là 
1.068.921kg trong năm 2003, tiếp đến là cimetidin với sản 
lượng sản xuất hàng năm 132.809 kg [9]. Ở các quốc gia 
phát đang triển phát triển tỷ lệ dược phẩm bán không theo 
đơn là rất cao, như ở Saudi Arabia và Syria là 78%, 87-97% 
theo thứ tự, đối với kháng sinh, Ấn Độ là 64% người dân 
mua dược phẩm không theo đơn, chỉ dựa trên gợi ý của 
người bán hàng và kinh nghiệm trước đó. Lượng kháng 
sinh bán không theo đơn ở Hoa Kỳ và Liên minh Châu Âu là 
gần như không có [5]. 
Hiện nay đời sống của người dân Việt Nam đã được cải 
thiện đáng kể, mức độ quan tâm đến các vấn đề sức khỏe 
ngày càng được chú ý, nên lượng thuốc tiêu thụ hàng năm 
không ngừng tăng lên. Theo kết quả thống kê năm 2016 
cho thấy tốc độ tăng trưởng của thị trường thuốc trong giai 
đoạn 2010-2015 là 17-20% và năm 2017 dự kiến là sẽ cao 
hơn 17%, tiêu thụ dược phẩm bình quân đầu người là 40 
USD (nguồn từ tổng kết ngành dược Việt Nam năm 2016). 
Thành phố Hồ Chí Minh là thị trường trọng điểm với lượng 
tiêu thụ lên tới 55% sản lượng thuốc sử dụng cả nước, Hà 
Nội đứng thứ hai chiếm khoảng 21% thị phần [1]. Thuốc 
tân dược đang lưu hành trên thị trường được chia thành 15 
nhóm, trong đó có 5 nhóm chính chiếm khoảng 70% giá trị 
thị trường gồm kháng sinh, chuyển hóa dinh dưỡng, tim 
mạch, thần kinh và hô hấp. Thuốc kháng sinh và thuốc 
chuyển hoá dinh dưỡng là phổ biến nhất, chiếm lần lượt 
21,4% và 21,7% [1]. Mặc dù luật pháp của Việt Nam đã quy 
đinh rất rõ về việc bán dược phẩm theo đơn từ năm 2005, 
nhưng theo kết quả khảo sát một số hiệu thuốc của Đỗ Thị 
Thúy Nga và cộng sự (2014) cho thấy doanh thu bán kháng 
sinh không theo đơn tại các hiệu thuốc nông thôn và đô thị 
là 88 và 91% theo thứ tự [5]. Với quy mô sản xuất nông sản 
còn nhỏ lẻ chủ yếu là theo hộ gia đình, nên việc kiểm soát 
người dân sử dụng thuốc là rất khó khăn. Trong năm 2003 
Việt Nam có khoảng 138 kháng sinh được sử dụng trong 
nuôi trồng thủy sản, trong đó có 32 loại kháng sinh được sử 
dụng cho nuôi tôm và 39 đối với ấu trùng tôm [10]. 
3. SỰ XUẤT HIỆN DƯỢC PHẨM VÀ CÁC SẢN PHẨM CHĂM 
SÓC CÁ NHÂN (PPCPs) TRONG MÔI TRƯỜNG NƯỚC 
Dược phẩm và các sản phẩm chăm sóc cá nhân sau khi 
sử dụng tùy thuộc vào bản chất của chất mà tỷ lệ đào thải 
ra ngoài ở dạng chất ban đầu hay chất chuyển hóa là khác 
nhau. Theo các kết quả nghiên cứu cho thấy có đến 60-85% 
thuốc kháng sinh được bài tiết qua phân mà vẫn giữ 
nguyên trạng thái ban đầu [10], như oxytetracyline 95% 
liều thuốc đi vào cơ thể sinh vật sẽ được thải ra môi trường 
xung quanh ở dạng ban đầu [10]. Trong vài thập kỷ gần 
đây, đã phát hiện trên 100 loại thuốc khác nhau trong môi 
trường nước với nồng độ từ ng/L đến µg/L [8]. Các dạng 
hợp chất PPCPs được tìm thấy trong nước mặt bao gồm các 
hợp chất ban đầu và chất chuyển hóa được đưa vào cơ thể 
sinh vật qua đường uống và tiêm, các sản phẩm bị phân 
hủy bởi môi trường [1]. Hầu hết các cuộc điều tra về sự xuất 
hiện của PPCPs trong nước mặt tập trung vào sự hiện diện 
của PPCPs ở dạng thức ăn và các chất chuyển hóa có hoạt 
tính sinh học [10]. 
Nhiều kết quả nghiên cứu cho thấy trong nước thải 
thường chứa hàm lượng cao dược phẩm và các sản phẩm 
chăm sóc cá nhân nồng độ có những nơi lên đến vài mg/L 
[11]. Tùy vào quốc gia mà hàm lượng cũng như chủng loại 
của PPCPs trong nước thải là khác nhau. Như kết quả 
nghiên cứu của Han và cộng sự (2006) cho thấy đã phát 
hiện một số dược phẩm trong nước thải của các nhà máy 
xử lý nước thải tại Hàn Quốc như acetaminophen, 
carbamazepine, diclofenac, ibuprofenvà axit salicylic [12]. 
Đặc biệt là Acetaminophen là một trong những dược phẩm 
được phát hiện nhiều nhất trong nước thải của các nhà 
máy xử lý nước thải ở Hàn Quốc. Ở Mỹ hợp chất này đã 
được phát hiện trong 24% mẫu nước với nồng độ tối đa 10 
μg/L [9]. Ở Ấn Độ các thuốc thường được phát hiện thấy 
trong các nguồn nước thải sinh hoạt là carbamazepine 
(thuốc thần kinh), atenolol (hạ huyết áp), triclocarban và 
triclosan, trimethoprim và sulfamethoxazole (thuốc kháng 
khuẩn), ibuprofen và acetaminophen (thuốc giảm đau) và 
caffein [13]. Kết quả phân tích nước thải trong 4 nhà máy xử 
lý nước thải tại Tây Ban Nha đối với estrogens, kháng sinh 
và thuốc chống động kinh là tương đối thấp, từ nhỏ hơn 
giới hạn phát hiện đến 0,97µg/L, thuốc chống viêm từ nhỏ 
SCIENCE TECHNOLOGY 
Số 45.2018 ● Tạp chí KHOA HỌC & CÔNG NGHỆ 125
hơn giới hạn phát hiện đến 50,6µg/L [14]. Việc xử lý nước 
thải bằng phương pháp sinh học sẽ loại bỏ không triệt để 
các hóa chất dược phẩm, hiệu quả loại bỏ thường dao 
động từ 12,5% đến 100% [13]. Như nồng độ 17-estradiol 
trong nước thải ra của nhà máy xử lý nước thải ở Thụy Sỹ, 
Hàn Quốc là 9,2ng/L và < 1ng/L tương ứng [15]. 
Nước thải không được xử lý triệt để các hóa chất dược 
phẩm sẽ đi vào các nguồn nước mặt. Kết quả phân tích các 
chất trong các nguồn nước mặt ở Ý đã phát hiện thấy nhiều 
loại hóa chất dược phẩm khác nhau, đặc biệt là ở sông Po 
và sông Lambro nồng độ lên đến trên 3000ng/L 
(paracetamol - 3590ng/L, furosemide - 605ng/L, sotalol - 
504ng/L, carbamazepine - 345ng/L, ofloxacin - 306,1ng/L, 
naproxen - 264ng/L, hydrochlorothiazide - 255,8ng/L, 
lincomycin - 248,9ng/L, atenolol - 241,9ng/L, sulfadiazine - 
236ng/L, ibuprofen - 210ng/L, axit salicylic - 205ng/L và 
bezafibrate - 202,7ng/L) [6]. Kháng sinh, cholesterol, 
caffeine, chất chuyển hóa caffein 1,7-dimethylxanthine, 
hormone steroid, cotinin và triclosan là nhưng chất thường 
được phát hiện thấy trong các mẫu nước mặt được lấy vào 
năm 2002 và 2008 trong cuộc khảo sát của cơ quan Điều tra 
Địa chất Hoa Kỳ (USGS) [1]. 
Dược phẩm không chỉ tìm thấy trong các nguồn nước 
thải, nước mặt mà còn tìm thấy trong các nguồn nước ngầm 
như kết quả điều tra toàn quốc về hàm lượng kháng sinh 
trong nước ngầm ở Trung Quốc là từ 0,019-1,270μg/L [13]. 
Chaider và cộng sự (2016) đã tìm thấy 27 chất hữu cơ gây ô 
nhiễm bao gồm kháng sinh, chất kích thích thần kinh, thuốc 
giảm đau, và thuốc hạ cholesterol trong máu lên đến 62ng/L 
trong 20 giếng ở Cape Cod, Massachusetts, Hoa Kỳ [16]. Kết 
quả phân tích hàm lượng các chất trong 1231 mẫu nước 
ngầm (độ sâu trung bình của các giếng là 61m) được sử 
dụng để cung cấp nước uống công cộng ở California Mỹ: 
acetaminophen (được sử dụng như thuốc giảm đau, tần suất 
phát hiện 0,32%, nồng độ tối đa 1,89μg/L), caffein (chất kích 
thích, 0,24%, 0,29mg/L) carbamazepine (ổn định trạng thái, 
1,5%, 0,42μg/L), codeine (opioid giảm đau, 0,16%, 
0,214μg/L), p-xanthine (chất chuyển hóa caffein, 0,08%, 
0,12μg/L), sulfamethoxazole (kháng sinh, 0,41%, 0,17μg/L) và 
trimethoprim (kháng sinh, 0,08%, 0,018μg/L) [5]. Nồng độ 
carbamazepine trong nước ngầm tại hai thành phố Leipzig 
và Halle của Đức là 2 - 75 và 2 - 51ng/L theo thứ tự [3]. 
4. NGUYÊN NHÂN Ô NHIỄM DƯỢC PHẨM VÀ CÁC SẢN 
PHẨM CHĂM SÓC CÁ NHÂN VÀO NƯỚC 
Các hợp chất PPCPs trong nước có liên quan chặt chẽ 
đến hoạt động của con người, vì hầu hết các hợp chất này 
là các sản phẩm của quá trình tổng hợp không phải từ tự 
nhiên. Chỉ có một vài PPCPs như caffeine là có nguồn tự 
nhiên, chúng được tạo thành từ 60 loài thực vật [3]. Nguyên 
nhân chính ô nhiễm dược phẩm vào nước là do nước thải 
sinh hoạt, quá trình thẩm thấu nước từ bãi rác, nước thải và 
chất thải chăn nuôi. 
Nước thải sinh hoạt là nguồn quan trọng nhất đưa các 
hợp chất PPCPs vào môi trường nước. Nước thải từ các hộ 
dân theo cống rãnh đi vào các hệ thống xử lý sơ cấp chỉ bị 
loại bỏ một phần nhỏ nhờ quá trình hấp phụ vào bùn lắng 
[17]. Đối với quá trình xử lý sinh học, tùy thuộc vào bản chất 
của các hợp chất PPCPs trong nước thải mà chúng có thể 
được xử lý ở các mức khác nhau. Như trong nghiên cứu của 
Salgado và cộng sự cho thấy trong quá trình sinh học 
diclofenac chỉ bị phân hủy dưới 25% nhưng ibuprofen và 
ketoprofen có thể bị phân hủy đến trên 75% [18]. Nước thải 
có chứa các hợp chất PPCPs sẽ đi vào trong nước mặt và dưới 
tác dụng của điều kiện tự nhiên chúng sẽ tiếp tục được biến 
đổi nhưng tốc độ diễn ra chậm [3]. Nhờ quá trình thủy động 
và thẩm thấu, các hợp chất PPCPs có thể được di chuyển tới 
các mạch nước ngầm. Hiện nay một số hợp chất PPCPs đã 
được sử dụng để đánh giá quá trình di chuyển của các hợp 
chất PPCPs từ nước mặt vào nguồn nước ngầm [19]. 
Bãi chôn lấp là nơi cuối cùng thải bỏ các chất thải rắn và 
bán rắn có chứa các hợp chất PPCPs từ các loại thuốc hết 
hạn, các sản phẩm chăm sóc cá nhân khác. Trong bãi chôn 
lấp các chất này có thể được sinh vật chuyển hóa hoặc hấp 
phụ vào chất thải rắn hay hòa tan vào trong nước rác. 
Nhiều kết quả nghiên cứu đã phát hiện thấy nồng độ cao 
các hợp chất PPCPs trong nước rác như ibuprofen đã được 
tìm thấy lên đến 167mg/L, naproxen, phenazone có những 
nơi nồng độ lên đến 520mg/L, 1000mg ... ồng độ 17 -ethinylestradiol >1ng/L 
[15]. Các sản phẩm suy thoái môi trường của PPCPs, đặc 
biệt là các sản phẩm được tạo thành từ sự phân hủy quang 
hóa, có thể độc hại hơn các hợp chất gốc ban đầu hoặc các 
chất chuyển hóa. 
Bảng 1. Dữ liệu độc tính sinh thái của dược phẩm và các sản phẩm chăm sóc 
cá nhân [6, 11, 14] 
Dược phẩm 
Khối 
lượng 
phân tử 
LogKow 
Dữ liệu sinh thái 
Loài 
EC50 
(mg/L) 
Thuốc chống viêm (Anti-inflammatory drugs) 
Diclofenac 
(C14H11C12NO2) 
269 4,51 
V.fischeri -15 min 
(Vi khuẩn) 
9,70 
Ibuprofen 
(C13H18O2) 
206 3,94 
H.attenuata - 96 h 
(ĐV không xương sống) 
1,65 
Ketoprofen 
(C16H14O3) 
254,281 4,0 V.fischeri -15 min 
(Vi khuẩn) 
15,6 
Naproxen 
(C14H14O3) 
230 3,18 
H.attenuata - 96 h 
(ĐV không xương sống) 
2,62 
Axit salicylic 
(C7H6O3) 
138 2,26 V.fischeri -15 min 
(Vi khuẩn) 
43,1 
Acetaminophen 151,164 
Phôi cá ngựa vằn -72 h 
(Cá) 
340 
Kháng sinh (Antibiotics) 
Sulfamethoxazole 
(C10H11N3O3S) 
253,279 0,89 
Psubcaitata - 96 h 
(Tảo) 
0,15 
Trimethoprim 
(C14H18N4O3) 
290,3 0,35 
D.magma - 96 h 
(ĐV không xương sống) 
121 
Ofloxacin 
(C18H20FN3O4) 
361,38 0,35 
D.magma - 48 h 
(ĐV không xương sống) 
76,58 
Thuốc chống động kinh (Nervous stimulan) 
Carbamazepine 
(C15H12N2O) 
236 2,45 D.magma - 48 h 
(ĐV không xương sống) 
13,8 
-Blocker 
Propranolol 
(C16H21NO2) 
259,34 0,7 
D.subcaitata - 48 h 
(Tảo) 
0,70 
Estrogens 
17 -
Ethinyloestradiol 
(C20H24O2) 
296,403 4,2 
S.purpuratus 
(ĐV không xương sống) 
0,03 
17-Oestradiol 
(C18H24O2) 
272,38 4,0 
S.purpuratus 
(ĐV không xương sống) 0,01 
Estriol (C18H24O3) 288,38 2,8 
S.purpuratus 
(ĐV không xương sống) 
1,52 
Estrone (C18H22O2) 270,366 4,1 
T.battagliai - 10 ngày 
(ĐV không xương sống) 0,10 
Chất điều chỉnh lipit (Lipid regulators) 
Axit clofibric 
(C10H11O3Cl) 
215 2,6 
D.magma - 48 h 
(ĐV không xương sống) 
72,0 
Gemfibrozil 
(C15H22O3) 
250 4,8 
H.attenuata - 96 h 
(ĐV không xương sống) 
1,18 
6. QUÁ TRÌNH CHUYỂN HÓA VÀ LOẠI BỎ DƯỢC PHẨM 
VÀ CÁC SẢN PHẨM CHĂM SÓC CÁ NHÂN (PPCPs) 
TRONG NƯỚC 
Dược phẩm và các sản phẩm chăm sóc cá nhân thường 
được thiết kế tương đối ổn định trong cơ thể, để duy trì 
nồng độ mong muốn. Vì vậy, nó có thể được dự kiến rằng 
nhiều dược phẩm có độ bền tương đối cao trong môi 
trường. Trái ngược với các hợp chất gốc, các chất chuyển 
hóa của chúng được tạo ra từ giai đoạn phản ứng đầu (như 
oxy hóa, thủy phân) sẽ dễ bị biến đổi hơn. Kết quả nghiên 
cứu cho thấy các chất chuyển hóa giai đoạn đầu như 10,11-
SCIENCE TECHNOLOGY 
Số 45.2018 ● Tạp chí KHOA HỌC & CÔNG NGHỆ 127
dihydro-10,11-dihydroxycarbamazepine (CBZ-Diol), 2-
hydroxyibuprofen và oxazepam có thời gian bán hủy thấp 
hơn so với chất ban đầu của chúng [11]. Như vậy, quá trình 
chuyển hóa của dược phẩm trong người và trong các hệ 
thống môi trường là khác nhau. Tính chất hóa học, hóa lý, 
sinh học của chúng (như khả năng hấp thụ, hấp phụ, phân 
hủy sinh học, độ phân cực) cũng gây ảnh hưởng rất lớn tới 
quá trình phân hủy và chuyển hóa. 
Trong nước các hợp chất PPCPs có thể bị chuyển hóa 
bởi hai quá trình quang hóa trực tiếp và quang hóa gián 
tiếp. Quang hóa trực tiếp xảy ra khi các hợp chất tiếp xúc 
trực tiếp ánh sáng và kết quả là chúng đã bị chuyển hóa. 
Quang hóa gián tiếp xảy ra khi ánh sáng phản ứng với một 
phân tử khác, thường làm cho chất bị hòa tan (DOM) hoặc 
nitrat hóa trong nước mặt sau đó mới phản ứng với một 
hợp chất PPCPs. Tùy thuộc vào mức độ quang hóa của một 
hợp chất mà các chất PPCPs trải qua quá trình quang hóa 
trực tiếp và/hoặc gián tiếp với tỷ lệ khác nhau. Một số các 
nghiên cứu về các quá trình quang hóa của dược phẩm 
trong môi trường cho thấy các chất ibuprofen, ketoprofen 
và cimetidine chịu tác động chủ yếu của các quá trình 
quang hóa gián tiếp còn các chất như triclosan, diclofenac, 
iopromide và sulfonamids lại chịu tác động của quá trình 
quang hóa trực tiếp [10]. Tốc độ phân hủy quang hóa là rất 
khác nhau giữa các chất, thời gian bán hủy có những chất 
chỉ một ngày nhưng có những chất lên đến hàng trăm 
ngày như carbamazepine và axit clofibric là trên 100 ngày, 
sulphamethoxazole, diclofenac, ofloxacin và proponolol là 
2,4; 5,0; 10,6 và 16,8 ngày tương ứng [24]. 
Sự hấp phụ vào trầm tích là một quá trình quan trọng 
trong sự vận chuyển và chuyển hóa của các hợp chất PPCPs 
trong nước mặt. Quá trình hấp phụ tùy thuộc vào tính chất 
của các chất PPCPs như hệ số phân bố hữu cơ (Koc), hệ số 
octanol - nước (Kow), hệ số hấp phụ Kd. Các hợp chất có 
khối lượng phân tử cao, hệ số octanol - nước logKow > 5 thì 
dễ bị hấp phụ vào trầm tích và được loại bỏ nhờ quá trình 
đông keo tụ. Ngược lại, những chất có logKow < 2,5 thì khả 
năng bị hấp phụ thấp và có thể đi vào nước mặt hoặc giữ 
lại trong đất [15]. Ngoài ra chúng còn tùy thuộc vào nhiều 
yếu tố khác, điều này đặc biệt quan trọng với các hợp chất 
kháng sinh. Ví dụ, sự hấp phụ của ciprofloxacin đã được tìm 
thấy liên quan trực tiếp đến hàm lượng sét và tỷ lệ nghịch 
với độ pH trong nước [25]. 
Phân hủy sinh học, thủy phân và bay hơi không phải là 
những quá trình ảnh hưởng lớn tới sự chuyển hóa các hợp 
chất PPCPs trong môi trường. Vì các hợp chất PPCPs trước 
khi đi vào các nguồn nước mặt chúng đã trải qua quá trình 
chuyển hóa sinh học trong cơ thể người và động vật, trong 
quá trình xử lý nước thải. Theo nghiên cứu của Yamamoto 
và cộng sự (2009) cho thấy có tám trong số các dược phẩm 
được nghiên cứu (acetaminophen, atenolol, 
carbamazepine, ibuprofen, ifenprodil, indomethacin, axit 
mefenamic và propranolol) kháng lại quá trình phân hủy 
sinh học của các sinh vật trong nước sông [15]. Tuy nhiên, 
caffein và cotinine, có thể được sử dụng như là chất chỉ thị 
của chất thải con người, do sự tồn tại lâu dài của chúng 
trong nước mặt và đã tìm thấy sự phân hủy sinh học của 
chúng trong chất nền [1]. Một số chất hóa học có khả năng 
chống lại các phản ứng thủy phân, thúc đẩy quá trình axit 
hoặc enzym nếu nó không bị chuyển hóa trong hệ thống 
tiêu hóa [10]. Quá trình bay hơi không phải là một yếu tố 
quan trọng trong sự chuyển hóa và vận chuyển của PPCPs 
trong nước mặt, vì phần lớn các chất này thường có độ bay 
hơi thấp [1]. 
Tùy thuộc vào bản chất của các hợp chất dược phẩm 
mà chúng có thể bị loại bỏ ở các giai đoạn và mức độ khác 
nhau trong các hệ thống xử lý. Ví dụ như ibuprofen, 
diclofenac, ketoprofen, kháng sinh fluoroquinolone 
ofloxacin, kháng sinh azithromycin, thuốc chống histamin 
loratidine, chất β-blocker propanolol, xạ hương galaxolit và 
tonalit, và hoocmon sinh dục 17β-estradiol có thể loại bỏ 
ngay giai đoạn đầu của quá trình xử lý [10], nhưng 
carbamazepine [16], iopromide và hydrochlorothiazide 
không bị loại bỏ bởi quá trình sơ cấp và thứ cấp [10]. Quá 
trình hấp phụ bằng than hoạt tính có thể loại bỏ phần lớn 
axit clofibric, ibuprofen, gemfibrozil, fenoprofen, naproxen, 
ketoprofen, diclofenac, indomethacin, propyphenazone 
trong nước [1]. Nếu nước thải chứa các hợp chất PPCPs chỉ 
được xử lý trong các hệ thống xử lý nước thải thông 
thường, thì chúng bị loại bỏ không đáng kể. Vì ở đây các 
hợp chất được loại bỏ chủ yếu nhờ quá trình phân huỷ sinh 
học và hấp phụ vào bùn hoạt tính [14]. Các nghiên cứu gần 
đây cho thấy sử dụng các công nghệ xử lý tiên tiến có khả 
năng loại bỏ hiệu quả các hợp chất PPCPs khỏi nước thải 
như phương pháp màng sinh học (MBRs), thẩm thấu 
ngược, siêu lọc, lọc nano và quá trình oxy hóa tiên tiến 
(AOPs). Bằng phương pháp màng sinh học cho phép loại 
bỏ hiệu quả các hợp chất axit mefenamic, indomethacin, 
diclofenac, propyphenazone, pravastatin và gemfibrozil 
nhưng không hiệu quả với các chất β-blockers, ranitidine, 
famotidine và erythromycin [10]. Phương pháp thẩm thấu 
ngược loại bỏ tới 95% các hợp chất 17β-estradiol và 17α-
ethinylestradiol và loại bỏ hoàn toàn sulphonamides, 
diaminopyrimidine và fluoroquinolone. Siêu lọc liên quan 
đến các màng tế bào cho phép PPCPs đi qua, nhưng có thể 
loại bỏ các dược phẩm có tính kỵ nước cao do bị hấp phụ 
[1]. Phương pháp oxy hóa tiến tiến (AOPs) là sử dụng các 
chất như ozone (O3) kết hợp với H2O2 hoặc tia UV, H2O2/UV 
và phản ứng quang hóa của titanium dioxide (TiO2) để tạo 
thành gốc hydroxyl (OH•). Gốc này sẽ phản ứng không chọn 
lọc với tất cả các hợp chất hữu cơ có trong nước chuyển 
chúng về dạng ít ô nhiễm hoặc không ô nhiễm. Do đó nó 
cho phép loại bỏ gần như hầu hết các hợp chất PPCPs 
trong nước nhưng chi phí giá thành cao hơn nhiều so với 
các phương pháp khác. Ví dụ như sử dụng ozone ở liều 
lượng thấp (0,2-0,3mg/L) và liều trung bình (1-5mg/L) cho 
phép loại bỏ được một số dược phẩm gồm: các hoocmon 
17 -ethinyloestradiol và 17-estradiol, thuốc giảm đau và 
kháng viêm naproxen, thuốc kháng sinh sulfamethoxazole, 
erythromycin và trimethoprim [9]. 
 CÔNG NGHỆ 
 Tạp chí KHOA HỌC & CÔNG NGHỆ ● Số 45.2018 128
KHOA HỌC
7. KẾT LUẬN 
Dược phẩm và các sản phẩm chăm sóc cá nhân (PPCPs) 
được sử dụng rộng khắp trên thế giới, nhiều nhất là thuốc 
kháng sinh, thuốc giảm đau, thuốc chống viêm. 
Các nghiên cứu trên toàn thế giới đã phát hiện thấy sự 
xuất hiện của các hợp chất PPCPs với nồng độ từ ng/L đến 
μg/L trong nước mặt và nước ngầm. Ở nồng độ này chúng 
không gây ảnh hưởng cấp tính tới sinh vật thủy sinh nhưng 
tiếp xúc lâu dài vẫn có nguy cơ gây ảnh hưởng. 
Phương pháp xử lý nước thải thông thường không thể 
loại bỏ hoàn toàn các hợp chất PPCPs khỏi nước thải. Để có 
thể loại bỏ hiệu quả các hợp chất PPCPs cần phải sử dụng 
phương pháp oxy hóa tiên tiến (AOPs). 
TÀI LIỆU THAM KHẢO 
[1]. Pharmaceuticals and Personal Care Products in Surface Water - 
Occurrence, Fate and Transport, and Effect on Aquatic Organisms. Aquatic 
Ecosystems Analysis Laboratory Watershed Sciences Center University of 
California, Davis 2009. 
[2]. Andaluri G, Suri RP, Kumar K., 2012. Occurrence of estrogen hormones in 
biosolid, animal manure, and mushroom compost. Environ Monit Assess, 184(2), 
1197–1205. 
[3]. Qian Sui, Xuqi Cao, Shuguang Lu, Wentao Zhao, Zhaofu Qiu, Gang Yu, 
2015. Occurrence, sources and fate of pharmaceuticals and personal care products 
in the groundwater: A review. Emerging Contaminants, xxx, 1-11. 
[4]. Marta Ricart, Helena Guasch, Mireia Alberch, Damià Barcelóa, Chloé 
Bonnineau, Anita Geiszinger, Marinel·la Farré, Josep Ferrer, Francesco Ricciardi, 
Anna M. Romaní, Soizic Morine, Lorenzo Proia, Lluís Salaf, David Sured, Sergi 
Sabater, 2010. Triclosan persistence through wastewater treatment plants and its 
potential toxic effects on river biofilms. Aquatic Toxicology, 100, 346–353. 
[5]. Hellen Gelband, Molly Miller-Petrie, Suraj Pant, Sumanth Gandra, 
Jordan Levinson, Devara Barter, Andrea White and Ramanan Laxminarayan, 
2015. The state of the world’s antibiotics 2015. Center for Disease Dynamics, 
Economics & Policy. 
[6]. R. Meffe, I. de Bustamante, 2014. Emerging organic contaminants in 
surface water and groundwater: a first overview of the situation in Italy. Sci. Total 
Environ. 481, 280 – 295. 
[7]. Marta Carballa, Francisco Omil, Juan M. Lema, 2008. Comparison of 
predicted and measured concentrations of selected pharmaceuticals, fragrances 
and hormones in Spanish sewage. Chemosphere, 72, 1118–1123. 
[8]. Sara C. Monteiro and Alistair B.A. Boxall, 2010. Occurrence and Fate of 
Human Pharmaceuticals in the Environment. Rev Environ Contam Toxicol, 202, 53 -
154. 
[9]. Ternes T, Stüber J, Herrmann N, McDowell D, Ried A, Kampmann M, 
Teiser B, 2003. Ozonation: a tool for removal of pharmaceuticals, contrast media 
and musk fragrances from wastewater?. Water Res, 37, 1976 – 1982. 
[10]. FAO, 2005. Responsible use of antibiotics in aquaculture. FAO Fisheries Technical 
Paper 469. 
[11]. Dirk löffler, Jörg Römbke, Michael Meller and Thomas A. Ternes, 2005. 
Environmental Fate of Pharmaceuticals in Water/Sediment Systems. Environ. Sci. 
Technol, 39, 5209-5218. 
[12]. Han GH, Hur HG, Kim SD., 2006. Ecotoxicological risk of pharmaceuticals 
from wastewater treatment plants in Korea: occurrence and toxicity to Daphnia 
magna. Environ Toxicol Chem, 25, 265–271. 
[13]. N.H. Tran, J. Li, J. Hu, et al., 2014. Occurrence and suitability of 
pharmaceuticals and personal care products as molecular markers for raw 
wastewater contamination in surface water and groundwater. Environ. Sci. Pollut. 
Res, 21, 4727 – 4740. 
[14]. Martín, D. Camacho-Muñoz, J. Santos, I. Aparicio, E. Alonso, 2012. 
Occurrence of pharmaceutical compounds in wastewater and sludge from 
wastewater treatment plants: Removal and ecotoxicological impact of wastewater 
discharges and sludge disposal. Journal of Hazardous Materials, 239–240, 40–47. 
[15]. W.C. Li, 2014. Review Occurrence, sources, and fate of pharmaceuticals 
in aquatic environment and soil. Environmental Pollution, 187, 193 – 201. 
[16]. Keshava Balakrishna, Amlan Rath, Yerabham Praveenkumarreddy, 
Keerthi Siri Guruge, Bikram Subedi, 2016. A review of the occurrence of 
pharmaceuticals and personal care products in Indian water bodies. Ecotoxicology 
and Environmental Safety, https://www.researchgate.net/publication/ 
311425932. 
[17]. S.K. Behera, H.W. Kim, J.E. Oh, et al., 2011. Occurrence and removal of 
antibiotics, hormonesand several other pharmaceuticals in wastewater treatment 
plants of the largest industrial city of Korea. Sci. Total Environ, 409, 4351 - 4360. 
[18]. R. Salgado, R. Marques, J.P. Noronha, et al., 2012. Assessing the 
removal of pharmaceuticals and personal care products in a full-scale activated 
sludge plant. Environ. Sci. Pollut. Res, 19, 1818 - 1827. 
[19]. G. Gasser, M. Rona, A. Voloshenko, et al., 2010. Quantitative evaluation 
of tracers for quantification of wastewater contamination of potable water sources. 
Environ. Sci. Technol, 44, 3919 - 3925. 
[20]. Y.M. Awad, S.C. Kim, S.A.M.A. El-Azeem, et al., 2014. Veterinary 
antibiotics contamination in water, sediment, and soil near a swine manure 
composting facility. Environ. Earth Sci, 71, 1433 - 1440. 
[21]. Lapworth DJ, Baran N, Stuart ME, Ward RS., 2012. Emerging 
contaminants in groundwater: a review of sources, fate and occurrence. Environ 
Pollut, 163, 287–303. 
[22]. Quinn B, Gagne´ F, Blaise C, 2008. An investigation into the acute and 
chronic toxicity of eleven pharmaceuticals (and their solvents) found in wastewater 
effluent on the cnidarian, Hydra attenuate. Sci Total Environ, 389,306–314. 
[23]. Mehinto, A.C., Hill, E.M., Tyler, C.R., 2010. Uptake and biological effects 
of environmentally relevant concentrations of the nonsteroidal anti-inflammatory 
pharmaceutical diclofenac in rainbow Trout (Oncorhynchus mykiss). Environ. Sci. 
Technol, 44, 2176 - 2182. 
[24]. Andreozzi, R., M. Raffaele, et al, 20.), Pharmaceuticals in STP effluents 
and their solar photodegradation in aquatic environment. Chemosphere, 50(10), 
1319-1330. 
[25]. Cordova, A. L., Scow, Kate M, 2007. Effects of ciprofloxacin on salt marsh 
sediment microbial communities. The ISME Journal, 1, 585 - 595.