翟家欣，張欣然，楊欣

中山大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，廣州 510006

消毒是水處理過程中必不可少的環(huán)節(jié)，對預(yù)防介水傳染性疾病傳播起到了非常關(guān)鍵的作用。但是消毒劑往往具有較強的氧化性，在消毒過程中可能與水中的天然有機質(zhì)、人工合成化學(xué)品或溴離子等反應(yīng)產(chǎn)生消毒副產(chǎn)物(DBPs)。消毒副產(chǎn)物的研究源于20世紀(jì)70年代中期，人們首次在氯化消毒后的水中發(fā)現(xiàn)了三鹵甲烷(THMs)[1]。隨后三氯甲烷(TCM)被證實對嚙齒類動物具有致癌性，這使得DBPs逐漸得到關(guān)注。20世紀(jì)80年代，鹵乙酸(HAAs)和鹵乙腈(HANs)等氯化消毒副產(chǎn)物被相繼檢出[2-3]。已有超過600種DBPs被發(fā)現(xiàn)，目前科學(xué)家對80余種DBPs的生成機制、毒性和致癌性開展研究[4]。但是，以往研究主要集中于THMs和HAAs等常見含碳消毒副產(chǎn)物(C-DBPs)，各國的飲用水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)中也對THMs和HAAs等進(jìn)行了明確規(guī)定。

與常規(guī)C-DBPs不同，人們把含有氮元素的消毒副產(chǎn)物統(tǒng)稱為含氮消毒副產(chǎn)物(N-DBPs)。常見的N-DBPs包括HANs、鹵乙酰胺(HAcAms)、鹵代硝基甲烷(HNMs)和亞硝胺(NAs)等。雖然N-DBPs較少納入各國飲用水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，但哺乳動物體外細(xì)胞實驗表明，HANs、HAcAms和HNMs的細(xì)胞毒性和遺傳毒性遠(yuǎn)高于THMs和HAAs[5-7]。同時，NAs被認(rèn)為是消毒副產(chǎn)物中致癌風(fēng)險最高的物質(zhì)之一。動物實驗表明，N-亞硝基二乙胺(NDEA)的單位致癌風(fēng)險比THMs和HAAs高3個數(shù)量級[8]。因此，盡管N-DBPs生成量普遍低于C-DBPs，但其對人體健康的威脅不容忽視。

值得注意的是，近年來一些飲用水源受到藻類水華和上游廢水排放污染，導(dǎo)致水中溶解性有機氮水平逐漸增長。而這些溶解性有機氮可作為N-DBPs前體物，使得水中N-DBPs濃度水平顯著增大并顯示出高毒性風(fēng)險，威脅飲用水供水安全。因此，如何控制DBPs生成已成為飲用水供水安全保障領(lǐng)域的關(guān)鍵問題之一，其中，N-DBPs的生成機制及毒性作用值得重點關(guān)注。本文匯總整理了國內(nèi)外相關(guān)研究資料，對N-DBPs的生成水平、生成機制以及毒性效應(yīng)進(jìn)行歸納分類，為N-DBPs控制提供理論參考。

1 含氮消毒副產(chǎn)物的種類及生成水平(Types and occurrence of N-DBPs)

1.1 含氮消毒副產(chǎn)物的種類及濃度限值

表1匯總了HANs、HAcAms和HNMs在飲用水中的限值。HANs主要在氯化或氯胺消毒過程中生成，其前體物包括藻類、富里酸和蛋白質(zhì)類物質(zhì)等[9]。目前對HANs的研究主要集中于二氯乙腈(DCAN)、二溴乙腈(DBAN)、溴氯乙腈(BCAN)和三氯乙腈(TCAN)。HNMs是N-DBPs中毒性很高的一類物質(zhì)，HNMs包括9種物質(zhì)，三氯硝基甲烷(TCNM)是最早被確認(rèn)為飲用水DBPs的一種HNMs，也是目前被研究的最深入的一種HNMs[10]。HAcAms是在2000—2002年美國飲用水廠出水DBPs生成情況調(diào)查中被首次檢出[4]。HAcAms有13種，目前研究主要集中于二氯乙酰胺(DCAcAm)、二溴乙酰胺(DBAcAm)和三氯乙酰胺(TCAcAm)。美國、中國以及歐盟尚未對飲用水中上述N-DBPs出水濃度限值作出規(guī)定，但是，世界衛(wèi)生組織(WHO)建議水中DCAN和DBAN水平分別不高于20和70 μg·L-1。

表1 含氮消毒副產(chǎn)物(HANs、HNMs、HAcAms)在飲用水中的限值Table 1 Standard limits of nitrogenous disinfection by-products (HANs, HNMs, HAcAms) in drinking water

NAs是水處理領(lǐng)域新發(fā)現(xiàn)的一類非鹵代N-DBPs。1989年，N-亞硝基二甲胺(NDMA)在加拿大安大略省的飲用水中被檢出，引起人們關(guān)注[11]。如表2所示，NAs包括NDMA、N-亞硝基吡咯烷、N-亞硝基嗎啉、NDEA、N-亞硝基二丙胺、N-亞硝基二丁胺、N-亞硝基二苯胺、N-亞硝基甲基乙基胺和N-亞硝基哌啶，代表物質(zhì)是NDMA。NAs由于其健康風(fēng)險非常高，因此多個組織和機構(gòu)都對其在飲用水中的濃度限值作出明確規(guī)定(表2)，其中NDMA是關(guān)注度最高的一種。不同的NAs之間的最大污染限值(maximum contaminant level, MCL)差別較大，如NDEA的MCL為2 ng·L-1，而N-亞硝基二苯胺(NDPHA)的MCL高達(dá)70 000 ng·L-1。

1.2 含氮消毒副產(chǎn)物在我國飲用水中的存在水平

我國關(guān)于飲用水中N-DBPs濃度的調(diào)查近10年才逐步展開，但是大多數(shù)集中在經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)的大城市，在小城市以及農(nóng)村地區(qū)開展的調(diào)查比較少，西北部地區(qū)如新疆、西藏和甘肅等省更少。樣本主要為水源水、飲用水廠出水、管網(wǎng)水以及水龍頭出水。表3匯總了我國飲用水以及水源水中HANs、HAcAms和HAMs的濃度水平，其值在幾十ng·L-1至幾μg·L-1水平。其中，飲用水中HANs的濃度最高，濃度范圍為5.3～39.2 μg·L-1。與美國飲用水HANs水平(3.0～14.0 μg·L-1)[4]、澳大利亞飲用水HANs水平(最高值36.0 μg·L-1)[13]和蘇格蘭飲用水HANs水平(最高值4 μg·L-1)[14]相比，我國飲用水中HANs濃度相當(dāng)或偏高。飲用水中HAcAms的平均濃度水平低于HANs，最高值均低于10.0 μg·L-1。HNMs在我國飲用水中濃度<3.0 μg·L-1，高于澳大利亞飲用水中HNMs濃度(最高值0.97 μg·L-1)[15]，但遠(yuǎn)低于美國飲用水中HNMs濃度(最高值10.0 μg·L-1)[4]。另外，2019年的一項研究調(diào)查了用戶端水處理設(shè)備對自來水中消毒副產(chǎn)物去除效率，結(jié)果表明，水龍頭出水中HANs濃度的最高值為9.0 μg·L-1，經(jīng)過水處理設(shè)備后HANs能被完全去除[16]。

表2 亞硝胺類含氮消毒副產(chǎn)物在飲用水中的最大污染限值[12]Table 2 Maximum concentration level of N-nitrosamines in drinking water[12]

表4匯總了我國近10年水源水以及飲用水中NAs濃度。結(jié)果顯示，我國水源水及飲用水中NAs濃度基本低于100 ng·L-1，其濃度水平高于英國(ND～15.6 ng·L-1)[26]和日本(水源水：ND～4.3 ng·L-1；飲用水廠出水：ND～10 ng·L-1)的[27]。另一項覆蓋全國23個省、44個大城市和小城鎮(zhèn)的飲用水調(diào)查也發(fā)現(xiàn)，我國飲用水廠出水和龍頭出水中NAs的檢出率明顯高于美國[28]，這與我國的工業(yè)和生活污水污染有關(guān)[29]，其中，NAs最高值出現(xiàn)在河南省賈魯河流域的地下水中[30]。另外，在一項飲用水管網(wǎng)中NDMA濃度調(diào)查發(fā)現(xiàn)，在遠(yuǎn)離處理廠的管網(wǎng)中檢測到更高濃度的NDMA[31]，此現(xiàn)象在其他國家也有報道[26]，說明消毒劑和前體物之間的接觸時間在NAs生成上起著重要作用。2010年，Wang等[32]對中國30個城市54個飲用水處理廠出水的NAs濃度水平進(jìn)行研究，研究范圍覆蓋松花江流域、遼河流域、黃河流域、長江流域以及珠江流域，結(jié)果表明，飲用水廠出水中NAs的濃度為0.4～153.2 ng·L-1(中位值為9.95 ng·L-1)，其中NDMA在大部分出水水樣中檢出，濃度為0.9～40.8 ng·L-1，在飲用水廠出水中平均濃度為11 ng·L-1，龍頭水中平均濃度為13 ng·L-1。其中，長江三角洲地區(qū)NAs含量最高，飲用水廠出水和龍頭水NDMA的平均濃度分別為27和28.5 ng·L-1[28]。另外，市場上售賣的瓶裝水也能檢測到NDMA和N-亞硝基嗎啉(NMOR)，其中NMOR檢出率為25%，平均濃度16 ng·L-1[33]。

表3 中國部分地區(qū)飲用水含氮消毒副產(chǎn)物濃度水平Table 3 Occurrence of nitrogenous disinfection by-products in drinking water distributed in China

表4 中國部分地區(qū)飲用水中亞硝胺類消毒副產(chǎn)物存在濃度水平Table 4 Occurrence of N-nitrosamines in drinking water distributed in China

注：NMOR表示N-亞硝基嗎啉，NAs表示N-亞硝胺；“ND”表示由于低于檢測限而無法檢出。

Note: NMOR stands for N-nitrosomorpholine; NAs stands for N-nitrosoamines; ND means no detection.

2 含氮消毒副產(chǎn)物的生成機制(Formation mechanism of N-DBPs)

2.1 鹵乙腈的生成機制

在消毒過程中，以上2條路徑可能同時進(jìn)行，但在不同的反應(yīng)體系和反應(yīng)條件下，其中一條是主要路徑。谷氨酸、色氨酸和Suwannee河的天然有機物與15NH2Cl反應(yīng)，生成的DCAN中N元素大部分(>70%)來自NH2Cl，說明“醛途徑”在反應(yīng)體系中的重要性，但胞嘧啶與氯胺反應(yīng)結(jié)果則是相反的，此反應(yīng)中“脫羧途徑”是HANs的主要生成路徑[40]。另一研究發(fā)現(xiàn)，在酪氨酸、天冬酰胺、天冬氨酸和甲基吡咯與NH2Cl反應(yīng)體系中，“醛途徑”是生成HANs的主要路徑，而吡咯與NH2Cl反應(yīng)則是以“脫羧途徑”為主[41]。Yang等[42]將實際水體中的溶解性有機物分離成4個部分(親水性酸性、疏水性中性、疏水性堿性和親水性非堿性部分)，分別與15NH2Cl反應(yīng)，結(jié)果表明，15N-DCAN是疏水部分生成的主要DCAN，14N-DCAN是親水部分生成的主要DCAN，說明相比于疏水性前體物，親水性前體物更傾向于通過“脫羧途徑”反應(yīng)生成DCAN。另外，最近發(fā)表的一篇文章報道了在實際水樣消毒中，“醛途徑”是生成DCAN的主要途徑[43]。

2.2 鹵代硝基甲烷的生成機制

圖1 HANs和HNMs生成路徑[39-41,43]Fig. 1 Formation pathways for HANs and HNMs[39-41,43]

2.3 鹵代乙酰胺的生成機制

HAcAms的生成路徑如圖2所示。堿性條件下，HANs可以直接水解生成對應(yīng)的HAcAms，其生成路徑如圖2A所示[56]。另外，HANs與OCl-發(fā)生親核加成反應(yīng)，生成中間產(chǎn)物N-Cl-HAcAms[57]，其分子上的N—Cl鍵容易被淬滅劑還原，生成對應(yīng)的HAcAms[43]，其中HANs與OH-和OCl-的二級反應(yīng)速率常數(shù)分別為6.85×102和5.6×103(mol·L-1)-1·h-1[58]。另外，HAcAms還有其他獨立的生成途徑[43,59-60]。Huang等[59]對飲用水、污水出水、藻的胞外聚合物、NOM和氨基酸等多個水樣進(jìn)行氯化消毒和氯胺化消毒，發(fā)現(xiàn)氯化消毒中DCAN生成量高于DCAcAm，但是在氯胺消毒后DCAcAm濃度高于DCAN，表明氯胺消毒中存在HAcAms的其他生成途徑。而以天冬酰胺為模型前體物的實驗結(jié)果也表明，DCAcAm的形成可以不經(jīng)過生成HANs中間體，如圖2B所示。

圖2 HAcAms的生成路徑[43,57,59,61]Fig. 2 Formation pathways for HAcAms[43,57,59,61]

另外，常用的混凝劑聚丙烯酰胺(PAM)雖然能有效降低水中有機物濃度、提高絮凝效率，但促進(jìn)了HAcAms的生成[62]，研究表明其單體丙烯酰胺是HAcAms的重要前體物[63]。丙烯酰胺生成HAcAms的路徑包括：(1)通過一系列反應(yīng)生成HANs，HANs水解生成HAcAms；(2)經(jīng)過游離氯加成和取代反應(yīng)直接生成HAcAms[62]。酰胺氯化或氯胺化生成HAcAms的速率很慢，而醛與氯胺反應(yīng)生成HAcAms則是比較快[64]。除了上述HAcAms生成途徑，檸檬酸[60]和芳香性物質(zhì)間苯二酚[65]、4-羥基苯甲酸[66]等生成HAcAms的路徑也被報道。檸檬酸先與氯或氯胺反應(yīng)生成二氯乙酰氯或三氯乙酰氯，然后進(jìn)一步生成二氯乙酰胺或三氯乙酰胺，這一步需要氯胺的參與。

水中含氮有機物、氨氮和氯胺消毒劑都是HAcAms的潛在來源。在HAcAms生成途徑中，HANs水解生成HAcAms和醛類轉(zhuǎn)化為HAcAms，氯胺是HAcAms的N的來源。上述提及的醛、檸檬酸、間苯二酚和4-羥基苯甲酸等模型前體物本身是不含氮的，因此生成的HAcAms中N也是來源于參與反應(yīng)的氯胺。通過對HAcAms中N來源的探索，我們可以大概推測出HAcAms的重要生成路徑，從而為HAcAms的控制提供理論依據(jù)，但目前這類研究還比較少。用15NH2Cl對飲用水進(jìn)行消毒處理發(fā)現(xiàn)，15N-DCAcAm占比超過50%，“醛途徑”是生成DCAcAm的主要途徑[43]。另外，研究表明HAcAms生成量與水中DON含量有相關(guān)關(guān)系，DON含量越高，HAcAms生成量越大。其中，溶解性有機物中親水性酸的HAcAms的生成潛能最大，推測類蛋白物質(zhì)可能是HAcAms的前體物[67]。但是相比于游離氨基酸，抗生素氯霉素及其類似物的HAcAms生成潛能更高[68]。

2.4 亞硝胺類消毒副產(chǎn)物的生成機制

圖3總結(jié)了NAs的生成機制。目前研究主要集中于分析NDMA的生成路徑，其中氯胺消毒是NAs生成的最主要途徑(圖3A)。NH2Cl與有機胺前體物(如二甲胺)反應(yīng)生成中間產(chǎn)物非對稱二甲肼(UDMH)，UDMH經(jīng)過NH2Cl氧化形成NDMA[69-70]。另外，二氯胺與有機胺反應(yīng)生成的NDMA遠(yuǎn)高于一氯胺，氯胺消毒中生成的NDMA大部分是通過NHCl2反應(yīng)生成的[71]。NHCl2與二甲胺(DMA)通過親核取代反應(yīng)生成氯代非對稱二甲肼(Cl-UDMH)，該反應(yīng)速率常數(shù)比NH2Cl與DMA生成UDMH的速率常數(shù)快3個數(shù)量級，Cl-UDMH可進(jìn)一步與溶解氧反應(yīng)生成NDMA，也可與NHCl2反應(yīng)生成其他產(chǎn)物，兩者形成競爭反應(yīng)，但與溶解氧的反應(yīng)略快[72]。氯胺消毒中NDMA的生成量與pH顯著相關(guān)。低pH能促進(jìn)NH2Cl向NHCl2的轉(zhuǎn)化，并在隨后pH上升過程中增加NDMA的生成[73]。除了DMA等仲胺前體物，叔胺和季胺也是亞硝胺的重要前體物。DMA在氯胺消毒中的NDMA產(chǎn)率僅為0.5%～2.7%，而含叔胺基的雷尼替丁的NDMA產(chǎn)率高達(dá)62.9%～89.9%[9]。一般而言，叔胺和季胺在氯或氯胺消毒中轉(zhuǎn)化為伯胺，并進(jìn)一步通過上述反應(yīng)途徑生成NAs，但某些含叔胺官能團(tuán)的物質(zhì)(如藥品雷尼替丁)可以不通過生成伯胺中間產(chǎn)物直接生成NAs[74]。研究表明，NH2Cl氧化有機胺生成的氨基自由基以及與O2反應(yīng)產(chǎn)生的N-過氧自由基，也參與了伯胺和叔胺物質(zhì)生成NDMA的反應(yīng)[75]。另外，溴離子(Br-)能促進(jìn)NDMA的生成，因為Br-與NH2Cl反應(yīng)生成溴代氧化劑(如NHBrCl)和中間產(chǎn)物溴代非對稱二甲肼(Br-UDMH)，但是這種促進(jìn)作用主要在pH在8和9的弱堿性環(huán)境發(fā)生[76-77]。

3 含氮消毒副產(chǎn)物的毒性作用(Toxic effects of N-DBPs)

3.1 含氮消毒副產(chǎn)物的毒理效應(yīng)

研究表明，HANs的毒性作用遠(yuǎn)高于THMs和HAAs[82]。部分HANs對大腸桿菌PQ 37造成DNA損傷，對傷寒沙門氏菌株TA 100產(chǎn)生致突變作用[83-84]。其中，DCAN對水生動物斑馬魚具有胚胎發(fā)育毒性，DCAN暴露能降低斑馬魚孵化率，增加畸形率和死胎率，同時DCAN能引起斑馬魚心臟功能改變、神經(jīng)元功能紊亂和DNA損傷，并易于在成年斑馬魚體內(nèi)積累[85]。HANs對細(xì)胞代謝也有不良影響，研究表明大鼠膠質(zhì)瘤細(xì)胞(C6細(xì)胞)暴露于DBAN可導(dǎo)致活性氧簇(ROS)的產(chǎn)生、氧化蛋白的累積和蛋白酶體活性的抑制[86]。在暴露于HANs的人肝癌細(xì)胞(HepG 2)中也發(fā)現(xiàn)ROS濃度的上升，同時還發(fā)現(xiàn)DNA損傷[87]。對于中國倉鼠卵巢細(xì)胞(CHO細(xì)胞)，7種HANs均具有慢性細(xì)胞毒性和急性遺傳毒性，其中DBAN細(xì)胞毒性最強，碘乙腈(IAN)基因毒性最強，飲用水濃度水平較高的TCAN和DCAN在細(xì)胞毒性和基因毒性中略低于其他HANs[7]。

圖3 NDMA生成途徑[52,74]Fig. 3 Formation pathways for NDMA[52,74]

HNMs對哺乳動物表現(xiàn)出很高的細(xì)胞毒性和基因毒性[88-89]。CHO細(xì)胞實驗表明，9種HNMs的慢性細(xì)胞毒性(暴露72 h)由高到低分別為：二溴硝基甲烷(DBNM)>二溴一氯硝基甲烷(DBCNM)>一溴硝基甲烷(BNM)>三溴硝基甲烷(TBNM)>一溴二氯硝基甲烷(BDCNM)>一溴一氯硝基甲烷(BCNM)>二氯硝基甲烷(DCNM)>一氯硝基甲烷(CNM)>TCNM；誘導(dǎo)CHO細(xì)胞基因組DNA損傷程度為：DBNM>BDCNM>TBNM>TCNM>BNM>DBCNM>BCNM>DCNM>CNM。對于人體細(xì)胞，TCNM和BNM的遺傳毒性也是非常高的[90]。另外，體內(nèi)毒性實驗表明，HNMs暴露能損傷小鼠肝臟抗氧化防御系統(tǒng)，引起小鼠肝相對重量下降，同時核磁共振代謝組學(xué)分析發(fā)現(xiàn)，HNMs暴露對小鼠體內(nèi)氨基酸代謝和碳水化合物代謝有干擾作用[91]。雖然HNMs對沙門氏菌具有較弱的致突變性[92-94]，但其致突變作用還是遠(yuǎn)高于鹵代甲烷，這可能與HNMs中的硝基基團(tuán)有關(guān)；且在9種HNMs中，BCNM致突變性最強[93]?？傮w而言，溴代硝基甲烷的毒性高于氯代硝基甲烷。

HAcAms的綜合毒性僅次于HANs，高于THMs和HAAs[82]。大鼠腎臟細(xì)胞(NRK-52E)毒性測試結(jié)果表明，DCAcAm對NRK細(xì)胞的慢性細(xì)胞毒性和急性遺傳毒性明顯高于二氯甲烷(DCM)[95]。對于CHO細(xì)胞，13種HAcAms均具有細(xì)胞毒性，其中細(xì)胞毒性從高到低分別為：二碘乙酰胺(DIAcAm)>一碘乙酰胺(IAcAm)>一溴乙酰胺(BAcAm)>三溴乙酰胺(TBAcAm)>一溴一碘乙酰胺(BIAcAm)>二溴一氯乙酰胺(DBCAcAm)>一氯一碘乙酰胺(CIAcAm)>一溴二氯乙酰胺(BDCAcAm)>DBAcAm>一溴一氯乙酰胺(BCAcAm)>一氯乙酰胺(CAcAm)> DCAcAm>TCAcAm；除了DCAcAm外，其他12種HAcAms均具有基因毒性，基因毒性從高到低分別為：TBAcAm>DIAcAm≈IAcAm>BAcAm>DBCAcAm>BIAcAm>BDCAcAm>CIAcAm>BCAcAm>DBAcAm>CAcAm>TCAcAm?？傮w而言，碘代乙酰胺(I-HAcAms)的細(xì)胞毒性和遺傳毒性比溴代乙酰胺(Br-HAcAms)或氯代乙酰胺(Cl-HAcAms)高1～2個數(shù)量級[96]。在氯代乙酰胺中，CAcAm對NRK細(xì)胞的細(xì)胞毒性和基因毒性均顯著高于DCAcAm和TCAcAm[97]。最近，有文獻(xiàn)報道了HAcAms對人胃上皮GES-1細(xì)胞和永生化角質(zhì)形成細(xì)胞(immortalized human keratinocytes, HaCaT)產(chǎn)生細(xì)胞毒性作用。其中，HAcAms對GES-1細(xì)胞和HaCaT細(xì)胞造成細(xì)胞毒性的最低濃度分別為5×10-7～2.5×10-3mol·L-1和2.5×10-7～6.25×10-4mol·L-1，細(xì)胞毒性遠(yuǎn)高于三氯甲烷(TCM)，且HaCaT細(xì)胞對于HAcAms的敏感性高于GES-1細(xì)胞[98]。

NDMA對多種細(xì)胞(大鼠肝細(xì)胞、胰腺細(xì)胞和人淋巴母細(xì)胞)和細(xì)菌(沙門氏菌和大腸桿菌等)均具有基因毒性，具體表現(xiàn)為DNA損傷、修復(fù)、斷裂以及基因和染色體突變；用多種模式生物(大鼠、小鼠和人體肝臟等)進(jìn)行的體內(nèi)毒性實驗結(jié)果也證實，NDMA對哺乳動物具有基因毒性[84]。同時，NDMA還具有生殖發(fā)育毒性，NDMA可以通過胎盤從母體轉(zhuǎn)移至胚胎，影響胚胎發(fā)育[99]，導(dǎo)致懷孕小鼠出現(xiàn)死產(chǎn)和新生小鼠死亡[100]。除此以外，NDMA還是一種肝毒素，同時也是致癌物，能誘發(fā)肝纖維化和肝硬化，可誘發(fā)小鼠肝血管肉瘤、肝細(xì)胞癌和肺腫瘤等[101]。

由于模式生物、毒性終點的不同，同一物質(zhì)的毒性測試結(jié)果可能不一致[102-103]，因此，根據(jù)不同毒性分析得出的結(jié)果，我們無法對不同類別DBPs的毒性進(jìn)行對比分析。采用一套基因毒性分析方法，以相同的方式對各種化學(xué)類別的所有DBPs進(jìn)行系統(tǒng)性評估的研究還很少。CHO細(xì)胞是DBPs毒理學(xué)研究最常用的模式生物，其中N-DBPs的CHO細(xì)胞毒性試驗結(jié)果如表5所示[89]。

3.2 消毒副產(chǎn)物的毒性機制

目前，關(guān)于N-DBPs致毒機理的研究較少。有研究表明，HANs在體內(nèi)的代謝可通過非氧化途徑和氧化途徑生成羥基乙腈，羥基乙腈進(jìn)一步釋放CN-，同時生成鹵代醛類和鹵代酮類化合物，這些中間代謝產(chǎn)物可與蛋白質(zhì)、DNA和脂肪等反應(yīng)，導(dǎo)致細(xì)胞毒性和基因毒性等損傷效應(yīng)[104]。同時，HANs會抑制谷胱甘肽S-轉(zhuǎn)移酶的活性，抑制其解毒功能[104]。同時，HANs引起氧化應(yīng)激增強，降低機體的修復(fù)能力，造成一些器官和組織氧化損傷，引發(fā)HANs的基因毒性[104]。HNMs能誘導(dǎo)AT堿基取代GC堿基，引起基因毒性[93]。Schneider等[92]指出，TCNM本身并不是致突變物質(zhì)，而其在代謝中與谷胱甘肽(GSH)反應(yīng)的產(chǎn)物具有致突變性。另外，HNMs通過氧化應(yīng)激誘導(dǎo)引起嘌呤和嘧啶氧化損傷，是一種重要的HNMs的致毒機制[90-91]。

表5 含氮消毒副產(chǎn)物(N-DBPs)的CHO慢性細(xì)胞毒性和單細(xì)胞凝膠電泳(SCGE)遺傳毒性試驗分析結(jié)果匯總[89]Table 5 Summary of nitrogenous disinfection byproducts (N-DBPs) toxicity analyzed with the CHO chronic cytotoxicity assay and the CHO single cell gel electrophoresis (SCGE) genotoxicity assay[89]

注：“NS”表示與負(fù)控制組相比沒有統(tǒng)計學(xué)意義；“NA”表示暫無數(shù)據(jù)。

Note: NS means not statistically significant against the negative control; NA means not applicable or data not available.

HAcAm的毒性機制研究是以TCAcAm為代表，TCAcAm與羰基碳發(fā)生親電反應(yīng)并生成親電二鹵代碳離子，在還原脫鹵過程中產(chǎn)生具有遺傳毒性的自由基，這是TCAcAm引發(fā)CHO基因毒性的機制之一。同時，谷胱甘肽S-轉(zhuǎn)移酶T1-1(GSTT1-1)可能激活TCAcAm使其轉(zhuǎn)化為具有遺傳毒性的中間體，從而對CHO細(xì)胞產(chǎn)生基因毒性[84]。另有研究表明，IAcAm是一種醇酸劑，可誘導(dǎo)腎上皮細(xì)胞內(nèi)葡萄糖調(diào)節(jié)蛋白和熱休克蛋白的合成，并通過引起內(nèi)質(zhì)網(wǎng)應(yīng)激反應(yīng)導(dǎo)致細(xì)胞壞死[105]。最新研究表明，由ROS引起的氧化應(yīng)激和細(xì)胞凋亡是碘代乙酰胺細(xì)胞毒性的重要機制。不同的碘代乙酰胺引起細(xì)胞凋亡的路徑并不相同，BIAcAm和CIAcAm是通過線粒體途徑引起細(xì)胞凋亡，而DIAcAm和IAcAm既能通過氧化應(yīng)激途徑又能通過線粒體途徑引起細(xì)胞凋亡[106]。

NDMA的毒性作用并不是自身引起的，而是NDMA的代謝產(chǎn)物引起的[101]。NDMA經(jīng)肝臟微粒體混合功能氧化酶代謝后轉(zhuǎn)化為烷基化(甲基化)劑，導(dǎo)致DNA、RNA和蛋白質(zhì)分子的烷基化。其致毒作用機制通常包括3個生物學(xué)過程：(1)NDMA在靶器官或組織中代謝活化生成烷基化陽離子；(2)DNA烷基化造成遺傳損傷并誘導(dǎo)修復(fù)；(3)DNA修復(fù)無效導(dǎo)致基因突變及細(xì)胞惡性轉(zhuǎn)化。除此以外，NDMA可通過氮自由基(RNS)和氧自由基引起DNA氧化損傷和蛋白氧化，導(dǎo)致腫瘤形成[107]。

4 結(jié)語(Conclusions)

消毒過程中生成的高毒性N-DBPs已經(jīng)成為影響我國飲用水供水安全的主要問題之一。研究人員對各種N-DBPs的存在水平、生成機制進(jìn)行了深入探討，并研究了N-DBPs生成的影響因素。但是，N-DBPs的毒性效應(yīng)及致毒機制尚未明確，現(xiàn)有方法不能綜合反映出N-DBPs對人體的損傷程度，相關(guān)體內(nèi)研究和人群資料較少。同時，多種N-DBPs共存時對人體的毒性效應(yīng)研究有待開展?；诩?xì)胞毒性、遺傳毒性、基因毒性的綜合性N-DBPs毒性評估體系需要建立。因此，應(yīng)在深入理解N-DBPs的生成機制的基礎(chǔ)上，綜合評估N-DBPs生成量與其毒性效應(yīng)，針對性開發(fā)可有效控制高毒性消毒副產(chǎn)物生成的消毒工藝(如采用二氧化氯、紫外消毒或采用復(fù)合消毒形式等)，從而降低消毒副產(chǎn)物生成，提高供水水質(zhì)。