洪涵璐，趙偉，尹金寶

(污染控制與資源化研究國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院，江蘇 南京 210023)

0 前言

飲用水質(zhì)量安全一直是環(huán)境領(lǐng)域大眾關(guān)注的焦點(diǎn)，為了減少水傳播病原體的擴(kuò)散，提高飲用水安全，消毒劑被廣泛應(yīng)用在飲用水和廢水的處理中[1-3]。然而，消毒劑同時會與水中天然有機(jī)物(NOMs)、環(huán)境污染物、溴化物或碘化物等氧化生成消毒副產(chǎn)物(DBPs)[4-5]。1974年，Rock等[6]首次從氯化飲用水中檢出第一類DBPs：三鹵甲烷(THMs)，截至目前已鑒定出>700種DBPs，并對其形成、前體物、檢測、去除和毒性進(jìn)行了大量研究?！渡铒嬘盟l(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5749—2006)中對部分DBPs進(jìn)行了監(jiān)管，包括THMs、鹵乙酸(HAAs)、溴酸鹽、氯酸鹽、醛類化合物等。此外，還有鹵硝基甲烷(HNMs)、鹵乙腈(HANs)、亞硝胺(NDMAs)、鹵乙酰胺(HAcAms)、鹵代呋喃酮類化合物(MXs和BMXs類化合物)、鹵代酮(HKs)、鹵代醛(HALs)等DBPs未受監(jiān)管[7-8]，而這些DBPs毒性要遠(yuǎn)高于監(jiān)管的DBPs。

目前，DBPs的毒理學(xué)研究主要為細(xì)胞毒性和基因毒性，Plewa等[9]使用中國倉鼠卵巢細(xì)胞(CHO)對多種監(jiān)管和與未監(jiān)管DBPs的慢性細(xì)胞毒性與急性基因毒性進(jìn)行分析，并構(gòu)建了DBPs對哺乳動物細(xì)胞毒性的數(shù)據(jù)庫，未監(jiān)管的HAcAms、HNMs等消毒副產(chǎn)物的細(xì)胞毒性與基因毒性普遍高于被監(jiān)管的THMs、HAAs等。細(xì)胞毒性指數(shù)分析評價結(jié)果表明，各類別DBPs細(xì)胞毒性指數(shù)值從大到小依次為：HAcAms>HALs>HNMs>HAAs>HANs>THMs[10]。

THMs被發(fā)現(xiàn)后，美國國家癌癥研究所研究證實(shí)三氯甲烷在實(shí)驗(yàn)動物體內(nèi)具有致癌性，后續(xù)沙門氏菌致突變試驗(yàn)中，證實(shí)飲用水有機(jī)提取物具有誘變作用[11]。同時，流行病學(xué)研究發(fā)現(xiàn)飲用水消毒與癌癥，如膀胱癌、結(jié)直腸癌存在相關(guān)性，飲用水中DBPs成為一個重要的公共衛(wèi)生問題，引起了公眾廣泛關(guān)注[12]。

現(xiàn)回顧近年來眾多DBPs基因毒性及致癌性相關(guān)研究成果，從DBPs基因毒性、致癌效應(yīng)、流行病學(xué)及風(fēng)險評估等方面對DBPs基因毒性及致癌性進(jìn)行分析總結(jié)，為今后DBPs毒性機(jī)理研究及飲用水安全保障提供參考。

1 基因毒性研究進(jìn)展

自從DBPs被發(fā)現(xiàn)具有致癌致突變效應(yīng)后，基因毒性一直都是DBPs研究的重點(diǎn)，基因毒性研究方法眾多，如鼠傷寒沙門氏菌/哺乳動物微粒體酶試驗(yàn)(Ames試驗(yàn))、SOS/umu試驗(yàn)、彗星試驗(yàn)與微核試驗(yàn)等傳統(tǒng)的基因毒性檢測方法。隨著現(xiàn)代生物技術(shù)的進(jìn)步，較新穎的技術(shù)也被應(yīng)用于DBPs基因毒性研究，如8-氧-7-氫脫氧鳥嘌呤(8-oxodG)/8-羥基-2-脫氧鳥苷(8-OHdG)測定法、HGPRT基因突變試驗(yàn)甚至QSAR(quantitative structure-activity relationship)法。目前已有文獻(xiàn)[13-15]對多種DBPs的單一基因毒性測試結(jié)果進(jìn)行總結(jié)?，F(xiàn)從檢測方法上對DBPs基因毒性進(jìn)行總結(jié)，并對各種DBPs基因毒性大小進(jìn)行比較，見表1。

表1 消毒副產(chǎn)物基因毒性

1.1 Ames試驗(yàn)與SOS/umu試驗(yàn)

Ames試驗(yàn)是一種簡便快捷的沙門氏菌/微粒體回復(fù)試驗(yàn)，即有基因毒性的化學(xué)物質(zhì)能使測試菌株回復(fù)突變成野生型的概率隨劑量-效應(yīng)關(guān)系而增加[16]。由于沙門氏菌品系多樣，包括TA97、TA98、TA100和TA102等，不同品系對DBPs有著不同敏感性，如TA100是某些HAAs、THMs的最敏感的菌株，因而眾多研究者使用不同品系沙門氏菌進(jìn)行DBPs的基因毒性研究[17]。Giller等[18]研究表明，HAAs(二氯乙酸、三氯乙酸、溴乙酸、二溴乙酸和三溴乙酸，除氯乙酸)皆表現(xiàn)出Ames試驗(yàn)陽性。另一項(xiàng)研究從結(jié)構(gòu)-功能的角度得出，溴代DBPs比氯代DBPs更具有細(xì)胞毒性，且HAAs的基因毒性與所含鹵原子數(shù)成反比，如溴乙酸的基因毒性比氯乙酸高150倍，比二溴乙酸高36倍[17]。文獻(xiàn)[19-20]利用Ames試驗(yàn)對HALs基因毒性進(jìn)行研究，其中三氯乙醛研究結(jié)果呈現(xiàn)出陰性或陽性，氯乙醛、二氯乙醛呈試驗(yàn)陽性，三溴乙醛則在不同沙門氏菌品系中僅造成TA100 菌株突變，但水合氯醛對任何品系菌株都沒有誘變活性，以上結(jié)果都表明HALs 可能是堿基置換型致突變物。

SOS/umu試驗(yàn)是基于DNA損傷物誘導(dǎo)SOS反應(yīng)而表達(dá)umuC基因的基礎(chǔ)上建立起來的一套快速、敏感、廉價的判斷化合物基因毒性能的試驗(yàn)方法[21]。Zhang等[22]利用umu試驗(yàn)較為系統(tǒng)的比較了13種消毒副產(chǎn)物的基因毒性，所得結(jié)論為MX>二溴乙腈>碘乙酸>溴氯乙腈>溴乙酸>三氯乙腈>二溴乙酸>二氯乙酸>氯乙酸、三氯乙酸、二氯乙腈>氯乙腈、水合氯醛。其中MX大約是二氯乙酸基因毒性的370 000倍。同時也有綜述總結(jié)Ames與umu試驗(yàn)中DBPs的誘變作用研究，綜述結(jié)論稱MX的致突變試驗(yàn)結(jié)果較為一致，即MX有著很強(qiáng)的基因毒性[11]。文獻(xiàn)[23]也利用umu試驗(yàn)研究了6種消毒方法(氯化、氯胺化、線性偏振紫外及其兩兩結(jié)合)對飲用水的遺傳毒性的影響，飲用水處理后基因毒性皆變強(qiáng)，其中紫外線+氯胺化處理后水體基因毒性最弱，且umu試驗(yàn)與Ames試驗(yàn)結(jié)果著較好的相關(guān)性，表明兩種常規(guī)基因毒性檢測方法都有著一定的可靠性與準(zhǔn)確性。

1.2 彗星試驗(yàn)與微核試驗(yàn)

彗星試驗(yàn)(Comet/SCGE)是從單細(xì)胞水平上檢驗(yàn)DNA鏈損傷的常規(guī)檢測方法，DNA損傷后在電場力的作用下離開DNA核，在凝膠分子篩中向陽極移動，形成彗星狀圖像[24]。彗星試驗(yàn)常會選擇如CHO細(xì)胞、人肺原上皮細(xì)胞、人小腸上皮細(xì)胞、外周血淋巴細(xì)胞等細(xì)胞。Wagner等[25]應(yīng)用相同的生物分析平臺和終點(diǎn)對103種DBPs基因毒性進(jìn)行定量比較分析，結(jié)論提示研究人員應(yīng)多關(guān)注含氮DBPs和碘代DBPs，因?yàn)樗鼈兺ǔ１群肌宕吐却鶧BPs毒性更大。Hrudey等[26]使用人肺原上皮細(xì)胞進(jìn)行彗星試驗(yàn)檢測了5種THMs基因毒性，基因毒性大小排序如下：一氯二溴甲烷>三溴甲烷>三氯甲烷=二氯甲烷，而二氯一溴甲烷不造成DNA損傷。值得注意的是，同種DBPs選擇不同細(xì)胞作為載體進(jìn)行彗星試驗(yàn)結(jié)果并不完全相同。研究者研究了15種DBPs對人源性肝癌細(xì)胞系(HepG2)DNA損傷的影響，基因毒性大小排序?yàn)椋憾纫讳寮淄?一氯二溴甲烷>三溴甲烷>三氯甲烷；碘乙酸>溴乙酸>二溴乙酸>二氯乙酸>三氯乙酸；二溴乙腈≈二氯乙腈>三氯乙腈；MX、水合氯醛與三氯乙酸、二氯乙酸基因毒性相似，碘乙酸基因毒性最大，這與Ames試驗(yàn)結(jié)果并不完全相等[27]。Attene-Ramos等[28]也得出在單鹵乙酸的彗星試驗(yàn)中CHO細(xì)胞比人FHs細(xì)胞更敏感。另有研究利用彗星和微核試驗(yàn)分析了人細(xì)胞(TK6細(xì)胞和外周血淋巴細(xì)胞)的三溴乙醛和水合氯醛的基因毒性。彗星試驗(yàn)結(jié)果表明，這2種化合物都具有明顯的基因毒性，會導(dǎo)致大量的DNA斷裂，三溴乙醛比水合氯醛毒性更大，然而相關(guān)的微核試驗(yàn)的結(jié)果是陰性的，2種試驗(yàn)結(jié)果結(jié)合可能表明，這2種物質(zhì)引起的主要DNA損傷并不是染色體損傷，可能是由于受損細(xì)胞的有效修復(fù)受阻[29]。

微核試驗(yàn)是一種常規(guī)的基因毒性檢測方法，原理是致突變物造成基因組的不穩(wěn)定與DNA損傷進(jìn)而形成微核[30]，常采用外周血淋巴細(xì)胞、蠶豆根尖、蠑螈細(xì)胞、CHO細(xì)胞等作為載體。夏影[13]利用CHO細(xì)胞探究苯醌類(HBQs)消毒副產(chǎn)物暴露造成的微核率、核芽率和核橋率變化，結(jié)果顯示遺傳毒性大小順位為：2,5-二氯苯醌>2,6-二溴苯醌>2,6-二碘苯醌>2,6-二氯苯醌；同時也發(fā)現(xiàn)HBQs的遺傳毒性效能與其細(xì)胞毒性有相關(guān)性。研究人員采用外周血淋巴細(xì)胞微核試驗(yàn)判斷氯化消毒對中水基因毒性影響，在相同劑量水平，消毒前水樣的微核率低于消毒后水樣，且微核率隨劑量增加而增高[31]。Giller等[18]對6種HAAs(氯乙酸、二氯乙酸和三氯乙酸以及溴乙酸、二溴乙酸和三溴乙酸)進(jìn)行蠑螈微核試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，僅三氯乙酸對蠑螈幼蟲外周血紅細(xì)胞有微弱的致裂作用。Hu等[32]用蠶豆根尖微核試驗(yàn)和蠶豆彗星試驗(yàn)對氯消毒飲用水中常見的消毒副產(chǎn)物(5種HAAs和3種HANs)進(jìn)行遺傳毒性評價。微核試驗(yàn)結(jié)果表明，氯乙酸、二氯乙酸、三氯乙酸、溴乙酸、二溴乙酸和三氯乙腈引起根尖細(xì)胞微核頻率顯著增加；而彗星試驗(yàn)的結(jié)果顯示所有測試的DBPs誘導(dǎo)了蠶豆根尖細(xì)胞基因組DNA損傷的顯著增加，因而考慮到對不同性質(zhì)的基因組損傷的檢測要求，建議將蠶豆根尖微核試驗(yàn)和彗星試驗(yàn)相結(jié)合作為檢測DBPs基因毒性的有效工具。但也有些研究人員利用外周血淋巴細(xì)胞和精子細(xì)胞為載體研究DBPs對人體和生殖細(xì)胞的基因毒性影響，研究顯示與陰性對照相比，使用3種單鹵乙酸處理的淋巴細(xì)胞和精子的DNA損傷更大[33]。外周血淋巴細(xì)胞微核率也被用作一個生物標(biāo)志物去進(jìn)行流行病學(xué)研究，文獻(xiàn)[34]對溴化三鹵甲烷與微核率之間的相關(guān)性開展探討，評估產(chǎn)婦飲用水溴化三鹵甲烷暴露與產(chǎn)婦和臍帶血淋巴細(xì)胞微核頻率的關(guān)系，通過流行病學(xué)試驗(yàn)對2007—2008年在希臘克里特島的214名母親和223名新生兒微核頻率進(jìn)行檢測，結(jié)果顯示暴露于溴化三鹵甲烷可能增加母親雙核淋巴細(xì)胞微核的頻率。

1.3 其他基因毒性研究方法

8-氧-7-氫脫氧鳥嘌呤/8-羥基-2′-脫氧鳥苷測定法、HGPRT基因突變試驗(yàn)、QSAR法等較為新穎的致突變檢測方法都已經(jīng)被研究人員用來探究DBPs的基因毒性，但利用這些方法進(jìn)行DBPs基因毒性研究并不普遍。

8-oxodG是DNA過氧化的產(chǎn)物，DNA過氧化與炎癥、癌癥有著密切的關(guān)系[35-37]。文獻(xiàn)[38]研究HBQs對T24細(xì)胞造成的DNA損傷，在暴露于三溴苯醌、三氯苯醌、2,6-二氯苯醌、2,5-二氯苯醌各24 h后8-oxodG分別增加了1.4、3.2、8.8、9.2倍。Deng等[39]也證明暴露于0.75、300、120 000 μg/L的單鹵HAcAms也明顯增加了8-OHdG的水平。2個研究結(jié)果都表明DBPs暴露會引起細(xì)胞內(nèi)氧化應(yīng)激，進(jìn)而使得DNA過氧化，因而氧化應(yīng)激反應(yīng)如產(chǎn)生活性氧(ROS)、脂質(zhì)過氧化等也一直都是DBPs毒性作用機(jī)制的研究重點(diǎn)。

HGPRT基因突變檢測是一種很有效檢測包括DBPs在內(nèi)的各種化合物致突變效應(yīng)的方法[40]。文獻(xiàn)[41]采用umu試驗(yàn)、HGPRT基因突變試驗(yàn)和微核試驗(yàn)3種不同的生物檢測方法，分別檢測一年中的2個不同采樣時間(1和7月)氯化前后飲用水提取物的DNA損傷、基因突變和染色體畸變能力，氯化處理可增加1月份飲用水的DNA損傷效應(yīng)和1、7月份飲用水的基因突變效應(yīng)，但不增強(qiáng)1、7月份飲用水的染色體畸變效應(yīng)，表明月份差異同樣也影響氯化前后飲用水的基因毒性，這一結(jié)果可能與不同月份進(jìn)水水質(zhì)帶來的消毒副產(chǎn)物前體物差異有關(guān)，該結(jié)果強(qiáng)調(diào)了要多方考慮和聯(lián)合使用不同生物測定法來評估不同季節(jié)水樣的遺傳毒性。

QSAR技術(shù)的飛速發(fā)展，也被應(yīng)用于DBPs基因毒性研究中，有研究人員創(chuàng)新地利用QSAR技術(shù)將DBPs與人類轉(zhuǎn)體基因(hTTR)結(jié)合，研究結(jié)構(gòu)上的對接性且判斷DBPs與hTTR之間的結(jié)合親和力，破譯酚類DBPs與hTTR的結(jié)合機(jī)制，結(jié)果表明，眾多化學(xué)描述符中離子對、氫鍵和疏水作用占主導(dǎo)地位[42]。

DBPs的基因毒性研究方法有很多，不同的DBPs在不同的試驗(yàn)中展現(xiàn)的基因毒性不一致，在研究DBPs基因毒性時根據(jù)研究目的與期望選擇適當(dāng)?shù)姆椒ㄒ彩窃囼?yàn)設(shè)計(jì)的重要環(huán)節(jié)。雖然，不同的試驗(yàn)方法會使得DBPs的基因毒性結(jié)果存在一定差異，但大量前人毒理學(xué)數(shù)據(jù)表明被監(jiān)管消毒副產(chǎn)物毒性小于未被監(jiān)管的消毒副產(chǎn)物；碘代DBPs毒性大于溴代DBPs大于氯代DBPs，且基因毒性隨鹵原子的增加而下降；含氮類DBPs毒性大于含碳類DBPs。

2 致癌性研究進(jìn)展

三氯甲烷被證實(shí)在實(shí)驗(yàn)動物體內(nèi)具有致癌性后，DBPs致癌性受到了廣泛關(guān)注。已有研究結(jié)果顯示， DBPs暴露可以導(dǎo)致實(shí)驗(yàn)動物產(chǎn)生多種不同類型的癌癥，例如：腎癌、腸癌、肝細(xì)胞瘤、間皮瘤和甲狀腺濾泡細(xì)胞瘤[45-46]。其中，肝臟和腎臟是DBPs最常見的毒性靶器官，也是人類身上最有可能發(fā)展成腫瘤的部位。目前，已有研究對主要的監(jiān)管DBPs進(jìn)行了2年的嚙齒動物致癌性生物測試，絕大部分DBPs測試結(jié)果都顯示出致癌性，見表2。

2.1 三鹵甲烷

4種被監(jiān)管THMs(三氯甲烷、一氯二溴甲烷、二氯一溴甲烷、三溴甲烷)在嚙齒動物中均表現(xiàn)致癌性[47-48]。只有三氯甲烷和二氯一溴甲烷2種THMs進(jìn)行了嚙齒動物飲水暴露試驗(yàn)，結(jié)果顯示，2種THMs對小鼠致癌效應(yīng)均表現(xiàn)為陰性；而在大鼠暴露試驗(yàn)中，150 mg/(kg·d)暴露下的二氯一溴甲烷明顯產(chǎn)生了肝臟腫瘤，相似水平劑量的三氯甲烷則產(chǎn)生腎臟腫瘤。4種THMs均進(jìn)行了嚙齒動物灌胃暴露試驗(yàn)，結(jié)果顯示，二氯一溴甲烷在小鼠體內(nèi)產(chǎn)生腎和肝臟腫瘤，在大鼠體內(nèi)產(chǎn)生腎臟和腸道腫瘤；三氯甲烷在小鼠體內(nèi)產(chǎn)生肝腫瘤和大鼠體內(nèi)產(chǎn)生腎腫瘤；三溴甲烷在大鼠體內(nèi)產(chǎn)生腸道腫瘤，而對小鼠沒有致癌效應(yīng)；一氯二溴甲烷在小鼠體內(nèi)產(chǎn)生肝腫瘤，而對大鼠沒有影響。國際癌癥研究機(jī)構(gòu)(International Agency for Research on Cancer，IARC)將三氯甲烷和二氯一溴甲烷歸類為2B類致癌物，即：對人可能致癌，而將一氯二溴甲烷和三溴甲烷歸類于3類致癌物，即：對人的致癌性尚無法分類。

表2 消毒副產(chǎn)物致癌性[45]

目前，三氯甲烷是唯一致癌機(jī)理較為明確的三鹵甲烷[49]。大量研究表明，三氯甲烷不具有基因毒性，只有在產(chǎn)生顯著細(xì)胞毒性、細(xì)胞死亡和再生增殖的劑量下才會發(fā)生腫瘤[50-51]。三氯甲烷誘發(fā)腫瘤是繼發(fā)性的持續(xù)或重復(fù)的氧化代謝介導(dǎo)的細(xì)胞毒性和繼發(fā)性再生增生，氧化途徑可產(chǎn)生親電代謝物碳酰氯，它與組織蛋白、細(xì)胞大分子以及磷脂、谷胱甘肽、游離半胱氨酸、組氨酸、蛋氨酸和酪氨酸反應(yīng)，導(dǎo)致組織損傷和細(xì)胞死亡。而持續(xù)的細(xì)胞增殖可能導(dǎo)致突變增加，自發(fā)的DNA損傷增加轉(zhuǎn)化為突變，進(jìn)而導(dǎo)致癌癥發(fā)生。

2.2 鹵乙酸

4種鹵乙酸(氯乙酸、二溴乙酸、二氯乙酸、三氯乙酸)進(jìn)行了嚙齒動物飲水暴露試驗(yàn)，結(jié)果顯示，100 mg/(kg·d)左右劑量的二溴乙酸、二氯乙酸、三氯乙酸均能在小鼠體內(nèi)誘發(fā)肝腫瘤；40.2與139.1 mg/(kg·d)實(shí)驗(yàn)組的二氯乙酸能引起大鼠肝腫瘤；二溴乙酸還在大鼠中誘發(fā)白血病和腹腔間皮瘤，在小鼠體內(nèi)誘發(fā)肺腫瘤；而氯乙酸對大鼠和小鼠致癌效應(yīng)均表現(xiàn)為陰性[52-53]。但是，目前沒有足夠試驗(yàn)結(jié)果來確定3種致癌的鹵乙酸的致癌機(jī)制，IARC評估認(rèn)為二氯乙酸可能是一種對人可能致癌物(2B類)；然而，三氯乙酸屬于對人的致癌性尚無法分類的致癌物(3類)。

2.3 溴酸鹽

溴酸鹽可誘發(fā)大鼠腎臟和甲狀腺濾泡細(xì)胞腫瘤以及小鼠腎臟腫瘤，是強(qiáng)烈的致癌物[54-55]。有研究[56-57]表明，腎細(xì)胞中溴酸鹽會產(chǎn)生氧化應(yīng)激而導(dǎo)致DNA損傷，進(jìn)而引起腫瘤就發(fā)生。IARC認(rèn)為溴酸鉀屬于2B類致癌物[47]。

2.4 醛類

醛類DBPs中甲醛、乙醛、三氯乙醛和氯乙醛進(jìn)行了嚙齒動物暴露試驗(yàn)，結(jié)果顯示，三氯乙醛和氯乙醛通過飲水暴露能夠引起肝臟腫瘤、腺瘤等癌癥；甲醛和乙醛通過吸入給藥暴露會導(dǎo)致嚙齒動物產(chǎn)生腫瘤，但通過飲用水?dāng)z入則不會致癌[58-59]。美國環(huán)保署(EPA)的綜合風(fēng)險信息系統(tǒng)(IRIS)認(rèn)為甲醛、乙醛和三氯乙醛可能是人類致癌物質(zhì)。

2.5 亞硝胺類

多種亞硝胺已進(jìn)行廣泛的致癌性測試，絕大部分亞硝胺類化合物都能夠通過不同暴露途徑誘發(fā)腫瘤，腫瘤形成的原發(fā)部位主要是食道和肝臟，其他器官如膀胱、大腦和肺也是重要的原發(fā)部位[60-61]。目前飲用水中共發(fā)現(xiàn)9種亞硝胺類DBPs，其中N-亞硝基二甲胺(NDMA)和N-亞硝基二乙胺(NDEA)進(jìn)行大鼠終生多次暴露，結(jié)果顯示其能夠誘發(fā)大鼠肝臟和食管腫瘤。飲水暴露濃度低至0.01 mg/L的亞硝胺條件下，25%的大鼠也會患上肝腫瘤。1987年，IARC將亞硝胺歸類為具有強(qiáng)致癌性的物質(zhì)；其中，NDMA和NDEA被列為2A類致癌物，即對人很可能致癌，其他亞硝胺列為2B類致癌物。然而，亞硝胺類化合物主要源于食品、飲料、消費(fèi)品、受污染的地下水以及被污染的空氣(如煙草煙霧)等，與食物相比，通過口服飲用水可能是亞硝胺暴露的一個次要來源[62-63]。

2.6 鹵代呋喃酮

鹵代呋喃酮致癌性研究主要集中在3-氯-4(二氯甲基)-5-羥基-2(5H)-呋喃酮(MX)。低劑量的MX[雄性0.4～5mg/(kg·d)；雌性0.6～6.6 mg/(kg·d)]通過飲水暴露即可誘導(dǎo)大鼠多種器官發(fā)生腫瘤，被IARC列為2B類致癌物[64]。所有暴露劑量MX均能誘導(dǎo)大鼠甲狀腺濾泡細(xì)胞腺瘤和癌增加，腺瘤和癌的聯(lián)合發(fā)病率達(dá)到90%(雄性)和94%(雌性)。在雄性組，高濃度組MX暴露引起肝腺瘤、腎上腺皮質(zhì)腺瘤發(fā)生，而且肺、肝腺瘤、肝血管瘤、腺瘤、腎上腺皮質(zhì)腺瘤、甲狀腺濾泡細(xì)胞腺瘤發(fā)生與MX暴露均具有劑量-效應(yīng)關(guān)系；在雌性組，MX還能誘發(fā)乳腺腺癌、纖維腺瘤、肝腺瘤、合并腺瘤和腺癌，高劑量組MX誘導(dǎo)腎上腺皮質(zhì)腺瘤[65]。

2.7 鹵代硝基甲烷

文獻(xiàn)[45]對三氯硝基甲烷進(jìn)行了小鼠和大鼠暴露致癌性試驗(yàn)，然而這些研究并不充分，試驗(yàn)中暴露于三氯硝基甲烷的大鼠生存時間較短，而小鼠的結(jié)果并不確定，故而研究結(jié)果并不能證明其致癌性。

2.8 鹵乙腈

對5種HANs(氯乙腈、二氯乙腈、三氯乙腈、一氯一溴乙腈和二溴乙腈)進(jìn)行了小鼠皮膚誘癌試驗(yàn)，染毒2周后, 繼而用促癌劑皮膚染毒20周，每周3次，氯乙腈、二氯乙腈和二溴乙腈均可誘發(fā)小鼠皮膚腫瘤的發(fā)生, 并且含溴HANs相比于含氯HANs能誘發(fā)更多的腫瘤數(shù)量[66]。對5種HANs進(jìn)行小鼠灌胃暴露試驗(yàn)，以10 mg/kg暴露8周，每周暴露灌胃3次，結(jié)果顯示，氯乙腈、三氯乙腈、一氯一溴乙腈可增加患癌風(fēng)險。然而IARC將HANs列為3類, 即對人致癌性尚無法分類[67]。

對主要監(jiān)管的DBPs進(jìn)行了2年的嚙齒動物致癌性生物測試，IARC將三氯甲烷、二氯一溴甲烷、二氯乙酸和溴酸鉀歸類為2B類致癌物；一氯二溴甲烷、三溴甲烷和三氯乙酸歸類于3類致癌物。IRIS認(rèn)為甲醛、乙醛和三氯乙醛是可能的人類致癌物質(zhì)。而未監(jiān)管的DBPs種類繁多，目前只對亞硝胺、鹵代呋喃酮等少數(shù)DBPs進(jìn)行了嚙齒類動物致癌試驗(yàn)，MX是通過飲用水對大鼠的多位點(diǎn)致癌物，是目前有試驗(yàn)數(shù)據(jù)的DBPs中致癌性最強(qiáng)的消毒副產(chǎn)物。NDMA和NDEA被列為2A類致癌物，但飲用水暴露并不是其主要暴露途徑。目前，這些DBPs嚙齒類動物致癌性試驗(yàn)的暴露劑量要遠(yuǎn)高于試劑飲用水中的DBPs的含量，雖然考慮到其長期暴露水平，但這些結(jié)果并不能客觀正確反映飲用水中DBPs的致癌風(fēng)險，依舊為飲用水中消毒副產(chǎn)物標(biāo)準(zhǔn)的制定提供了依據(jù)。

3 流行病學(xué)研究進(jìn)展

自從THMs被檢出以來，一些流行病學(xué)研究表明，長期接觸消毒的飲用水會增加患癌癥的風(fēng)險，尤其是膀胱癌和結(jié)腸直腸癌[77-78]。然而膀胱癌、結(jié)直腸癌等位點(diǎn)特異性癌癥流行病學(xué)預(yù)測風(fēng)險比任何已知致癌物消毒副產(chǎn)物的非位點(diǎn)特異性癌癥預(yù)測風(fēng)險上限高出數(shù)量級。飲用水中的THMs是最早監(jiān)管的消毒副產(chǎn)物，相較于其他DBPs更容易獲得更為久遠(yuǎn)和完備的THMs暴露數(shù)據(jù)，因而在流行病學(xué)研究中，THMs常被用作總體DBPs暴露的替代指標(biāo)進(jìn)行分析。

3.1 膀胱癌

膀胱癌是最常見的癌癥之一，男性發(fā)病率高于女性。煙草被認(rèn)為是膀胱癌發(fā)病的主要原因，然而現(xiàn)已有大量流行病學(xué)調(diào)查顯示飲用水中DBPs和膀胱癌存在密切聯(lián)系，其可能是誘發(fā)這種癌癥的第二重要的環(huán)境原因。早在1987年，Cantor等[79]對美國10個不同地區(qū)5 258位個人，其中包括2 805位膀胱癌患者進(jìn)行了病例對照研究，結(jié)果顯示膀胱癌患病風(fēng)險隨經(jīng)氯化消毒的自來水?dāng)z入量的增加而增加。隨后，在美國、歐洲等地都進(jìn)行了病例對照研究得出了類似結(jié)論，認(rèn)為DBPs 與膀胱癌發(fā)生風(fēng)險相關(guān)[80]。關(guān)于DBPs與膀胱癌的流行病學(xué)研究眾多，其中Villanueva等[81]對已發(fā)表的飲用水DBPs和膀胱癌流行病學(xué)的薈萃分析已被EPA列為評估DBPs主要證據(jù)之一，結(jié)果顯示，長期飲用消毒的飲用水與膀胱癌聯(lián)系密切，尤其在男性中。其后，Villanueva等[82]又使用THMs作為DBPs代表與膀胱癌進(jìn)行薈萃分析，通過結(jié)合個人年平均THMs水平和每天自來水消耗量來估計(jì)累積的THMs暴露量，結(jié)果顯示THMs暴露與男性膀胱癌風(fēng)險存在相關(guān)性，而女性則沒有。最新研究[32]顯示，相較于飲水暴露DBPs，通過吸入和皮膚吸收接觸水，例如游泳、洗澡等會導(dǎo)致更高的膀胱癌風(fēng)險。

3.2 結(jié)直腸癌

結(jié)直腸癌是全球第3大最常見的癌癥，占全球癌癥發(fā)病率的10%，飲食是結(jié)直腸癌最重要的病因。自1974年飲用水中檢測到三氯甲烷以來，與DBPs相關(guān)的結(jié)直腸癌風(fēng)險已進(jìn)行了廣泛的流行病學(xué)研究，例如：Rahman等[83]進(jìn)行了一項(xiàng)薈萃分析顯示在男性中，結(jié)腸癌和飲用水中三溴甲烷的濃度呈正相關(guān)，溴代THMs與結(jié)直腸癌之間的風(fēng)險值得關(guān)注。然而，Villanueva等[77]病例對照研究顯示，長期THMs暴露與結(jié)直腸癌呈正相關(guān)的證據(jù)有限，且不同的THMs有不同的相關(guān)性，甚至結(jié)果顯示結(jié)直腸癌與三氯甲烷濃度和攝取量呈負(fù)相關(guān)。其他研究也與此類似，這些研究的結(jié)果并不一致。Kogevinas等[80]對8項(xiàng)DBPs與結(jié)腸癌流行病學(xué)研究進(jìn)行總結(jié)，3項(xiàng)研究發(fā)現(xiàn)DBPs增加了患結(jié)腸癌風(fēng)險，4項(xiàng)研究發(fā)現(xiàn)并無相關(guān)性，1項(xiàng)發(fā)現(xiàn)不同的THMs有不同的相關(guān)性。在7項(xiàng)DBPs與結(jié)腸癌流行病學(xué)研究中，有3項(xiàng)發(fā)現(xiàn)DBPs增加了患直腸癌的風(fēng)險，3項(xiàng)發(fā)現(xiàn)直腸癌與THMs無關(guān)聯(lián)，還有一項(xiàng)發(fā)現(xiàn)不同的THMs有不同的結(jié)果。

3.3 其他癌癥

除了膀胱癌和結(jié)直腸癌，其他癌癥如：白血病、胰腺癌等都進(jìn)行了DBPs暴露的流行病學(xué)分析。Infante-Rivard等[84]進(jìn)行的病例對照研究顯示，未觀察到THMs或三氯甲烷的平均暴露與白血病發(fā)病率相關(guān)。Kasim等[85]進(jìn)行的一項(xiàng)病例對照研究，成人慢性髓系白血病風(fēng)險的增加與暴露于不同DBPs的時間長度相關(guān)，但其他類型的白血病中未觀察到風(fēng)險的增加?？傊?，暴露于DBPs和白血病風(fēng)險增加之間的關(guān)聯(lián)證據(jù)較為微弱。Kukkula等[86]研究顯示飲用水暴露降低了胰腺癌的風(fēng)險。Do等[87]研究沒有發(fā)現(xiàn)THMs總量、二氯一溴甲烷或三氯甲烷會增加或減少胰腺癌的風(fēng)險。Koivusalo等[88-89]分別進(jìn)行2項(xiàng)研究，評估胰腺癌與消毒飲用水基因毒性的關(guān)系，一項(xiàng)研究報(bào)告了有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義的風(fēng)險增加，而另一項(xiàng)研究則沒有發(fā)現(xiàn)任何關(guān)聯(lián)。但總的來說，DBPs暴露與這些癌癥間的風(fēng)險評估結(jié)論并不一致。

在過去的40年中，開展了眾多飲用水DBPs與癌癥之間流行病學(xué)研究，有些研究結(jié)果顯示飲用水DBPs暴露與癌癥存在一定的相關(guān)性，有的則沒有相關(guān)性，有的甚至存在負(fù)相關(guān)，而這些流行病學(xué)研究都存在固有的方法上的局限性。從病例數(shù)據(jù)的收集、暴露評價方法和暴露指標(biāo)到假設(shè)模型等多種因素都會對最終DBPs評估結(jié)果產(chǎn)生差異。目前主要以THMs為DBPs代表進(jìn)行流行病學(xué)研究，然而DBPs是一種復(fù)雜的混合物，用飲用水中THMs含量來代表總的DBPs可能掩蓋其他DBPs的作用。另外DBPs毒理學(xué)研究結(jié)果與流行病學(xué)研究存在不同，這種差異可能的解釋是：一方面是飲用水中消毒副產(chǎn)物有長期監(jiān)測數(shù)據(jù)的種類較少，僅限于監(jiān)管的DBPs；另一方面，DBPs毒理學(xué)研究匱乏，僅有一些監(jiān)管的DBPs進(jìn)行了致癌表征，而相關(guān)的暴露途徑僅限于口服暴露，且這些DBPs很少進(jìn)行混合的動物暴露試驗(yàn)。

4 癌癥風(fēng)險評估研究進(jìn)展

4.1 癌癥風(fēng)險評價

目前，IARC已對一些DBPs的致癌性進(jìn)行了研究，如THMs和HAAs等，然而這些研究中DPBs的暴露劑量遠(yuǎn)高于飲用水中實(shí)際的劑量。已有研究利用EPA健康風(fēng)險評價模型，根據(jù)飲用水中DBPs實(shí)際濃度分別評估其口服、皮膚和吸入暴露途徑的致癌風(fēng)險，其中可接受的致癌風(fēng)險值設(shè)為<10-6。健康風(fēng)險評價計(jì)算公式如下[90]。

致癌物質(zhì)風(fēng)險計(jì)算公式(一般是無閾值物質(zhì))：

R=SF×CDI

(1)

飲用水基本暴露劑量計(jì)算公式：

(2)

式中： CDI——長期日攝入量，mg/(kg·d)，即暴露劑量率，其包括飲用水口服暴露劑量(CDIing)、吸入暴露劑量(CDIinh)和皮膚接觸暴露劑量(CDIdel)；

SF——致癌斜率因子，[mg/(kg·d)]-1；

CW——化學(xué)物質(zhì)質(zhì)量濃度，mg/L；

IR——攝入速率，L/d；

EF——暴露頻率，d-1；

ED——暴露時段，d；

AT——平均暴露時間，d；

BW——人均體重，kg。

上述模型公式已經(jīng)廣泛應(yīng)用于飲用水中DBPs的致癌風(fēng)險評估。Gao等[91]對珠三角廣州、佛山和珠海10個飲用水廠出水進(jìn)行分析，9個飲用水廠出水致癌風(fēng)險高于世衛(wèi)組織設(shè)定的參考風(fēng)險值(10-6)，其中攝入途徑中二氯一溴甲烷的致癌風(fēng)險最高，吸入途徑的三氯甲烷致癌風(fēng)險最高。但Pan等[92]在我國35個主要城市進(jìn)行飲用水水質(zhì)調(diào)查的基礎(chǔ)上，對THMs和HAAs多種暴露途徑下的致癌風(fēng)險進(jìn)行了評估，THMs和HAAs的癌癥總風(fēng)險中值為7.34×10-7，低于世衛(wèi)組織設(shè)定的參考風(fēng)險水平(10-6)。攝入和吸入暴露的風(fēng)險分別占總風(fēng)險的93.6%和6.3%，而皮膚接觸的影響微不足道。三氯乙酸風(fēng)險中值為DBPs中最高的，為2.12×10-7。東北地區(qū)風(fēng)險最高，西北地區(qū)風(fēng)險最低。在這35個城市中，天津的風(fēng)險最高，銀川最低。Chowdhury等[93]依據(jù)以上模型公式計(jì)算人類游泳時以口服、皮膚與吸入方式暴露于泳池中消毒副產(chǎn)物的致癌風(fēng)險，所選模式消毒副產(chǎn)物為THMs與HAAs。研究得出THMs和HAAs的致癌風(fēng)險為2.46×10-5，允許變化范圍為8.1×10-6～5.7×10-5，其中THMs占總風(fēng)險的99.6%。已有大量研究對不同區(qū)域的飲用水中DBPs多種暴露途徑進(jìn)行致癌風(fēng)險分析，其中攝入暴露途徑為最主要的風(fēng)險來源，不同地區(qū)致癌風(fēng)險值存在不同，部分地區(qū)的風(fēng)險值高于世衛(wèi)組織設(shè)定的參考風(fēng)險水平，表明飲用水DBPs致癌風(fēng)險值得關(guān)注。

4.2 計(jì)算毒理學(xué)

DBPs致癌性試驗(yàn)數(shù)據(jù)和流行病學(xué)研究結(jié)果存在很大差異，毒理學(xué)研究結(jié)果顯示，DBPs主要導(dǎo)致肝癌和腎癌，而流行病學(xué)結(jié)果顯示DBPs與膀胱癌、結(jié)直腸癌存在相關(guān)性，然而這種差異目前尚未得到合理解釋，有研究開始運(yùn)用計(jì)算毒理學(xué)方法進(jìn)行研究和解釋。Diana等[94]對已知的76種膀胱癌致癌物的化學(xué)結(jié)構(gòu)展開分析，提煉出膀胱癌致癌的共有化學(xué)結(jié)構(gòu)特性，對已知/未知DBPs化學(xué)結(jié)構(gòu)比對分析，評估結(jié)果顯示亞硝胺類、某些胺類、鹵代酰胺類、鹵代戊烯酸類和鹵代醌類是潛在的致膀胱癌物質(zhì)，而這些DBPs除亞硝胺類毒理學(xué)結(jié)果顯示與膀胱癌相關(guān)，而其他DBPs鮮有致膀胱癌研究，可能正是這些DBPs致癌性試驗(yàn)方面數(shù)據(jù)的缺乏導(dǎo)致了毒理學(xué)和流行病學(xué)研究間的結(jié)果差異。Woo等[95]利用構(gòu)效關(guān)系分析，結(jié)合大量的文獻(xiàn)搜索得到DBPs基因毒性和其他數(shù)據(jù)，對飲用水中209種DBPs致癌潛力進(jìn)行排名，提出有20種[MX結(jié)構(gòu)類似物(4種)、鹵代烷(5種)、鹵代腈(6種)、鹵酮(2種)、鹵醛(1種)、鹵代硝基烷(1種)和雙醛(1種)]是未來飲用水致癌性檢測和/或機(jī)理研究的優(yōu)先關(guān)注的目標(biāo)。目前，關(guān)于DBPs計(jì)算毒理學(xué)研究較少，但其方便、快捷、無倫理風(fēng)險等優(yōu)勢，使其在DBPs致癌風(fēng)險預(yù)測和評估中將得到廣泛應(yīng)用。

5 總結(jié)與展望

5.1 總結(jié)

(1)Ames試驗(yàn)、SOS/umu試驗(yàn)、彗星試驗(yàn)、微核試驗(yàn)等傳統(tǒng)的基因毒性檢測方法仍然廣泛應(yīng)用于DBPs致突變效應(yīng)研究，但一些新穎的試驗(yàn)技術(shù)開始被應(yīng)用；

(2)基因毒性排序一般規(guī)律為：碘代DBPs>溴代DBPs>氯代DBPs；含氮DBPs基因毒性一般大于含碳DBPs；同種DBPs在不同基因毒性測試方法下毒性并不完全一致，要結(jié)合研究目的與意義選擇合適的或聯(lián)合多種試驗(yàn)方法對DBPs基因毒性進(jìn)行綜合分析；

(3)嚙齒動物致癌性試驗(yàn)顯示大部分監(jiān)管的DBPs長期暴露存在致癌風(fēng)險，其分別被列為不同等級的致癌物；

(4)眾多流行病學(xué)研究顯示DBPs暴露與癌癥存在一定的相關(guān)性，主要表現(xiàn)為膀胱癌和結(jié)直腸癌，但多數(shù)流行病學(xué)結(jié)果并不完全一致，原因可能是DBPs及癌癥數(shù)據(jù)收集、評價方法、評估模型等多種因素的差異引起的；

(5)飲用水DBPs致癌風(fēng)險評估顯示不同地區(qū)致癌風(fēng)險值存在不同，部分地區(qū)的風(fēng)險值高于世衛(wèi)組織設(shè)定的參考風(fēng)險水平，攝入暴露途徑為DBPs最主要的風(fēng)險來源；

(6)計(jì)算毒理學(xué)為DBPs的致癌風(fēng)險預(yù)測和評估提供了新的研究思路。

5.2 展望

(1)目前DBPs基因毒性測試方法多樣，積累了大量多元的致突變數(shù)據(jù)，但各種DBPs基因毒性試驗(yàn)采取的方法不盡相同，導(dǎo)致各DBPs基因毒性相互間無法比較，亟須構(gòu)建統(tǒng)一且精準(zhǔn)的DBPs基因毒性試驗(yàn)方法體系，為今后DBPs的基因毒性納入飲用水標(biāo)準(zhǔn)提供技術(shù)支撐；

(2)僅對幾種監(jiān)管的DBPs開展了2年的嚙齒動物致癌性生物測試，而絕大部分DBPs未進(jìn)行致癌性生物測試，需要對毒性較大、關(guān)注較多的DBPs進(jìn)行致癌性生物測試，完善DBPs致癌毒性數(shù)據(jù)，為DBPs風(fēng)險評估及計(jì)算毒理學(xué)提供數(shù)據(jù)支撐；

(3)目前有大量DBPs和癌癥的流行病學(xué)研究，但不同研究的原始數(shù)據(jù)收集、評價方法、評估模型存在差異使得多數(shù)流行病學(xué)結(jié)論不完全一致，亟須構(gòu)建統(tǒng)一流行病學(xué)研究方法，保證流行病學(xué)結(jié)果準(zhǔn)確一致；此外，流行病學(xué)研究主要基于監(jiān)管的THMs與HAAs進(jìn)行致癌風(fēng)險研究，缺乏其他DBPs的長期監(jiān)測數(shù)據(jù)，需要對飲用水中多種高基因毒性、致癌性的DBPs進(jìn)行長期監(jiān)測，為更好的進(jìn)行流行病研究提供數(shù)據(jù)支撐；

(4)目前，毒理學(xué)研究結(jié)果顯示DBPs主要導(dǎo)致肝癌和腎癌，而流行病學(xué)結(jié)果顯示DBPs與膀胱癌、結(jié)直腸癌存在相關(guān)性，然而這種2種研究結(jié)果差異目前尚未得到合理解釋，需要進(jìn)行深入研究進(jìn)行準(zhǔn)確合理的分析；

(5)基于EPA健康風(fēng)險評價模型的飲用水致癌風(fēng)險評估，主要對各種DBPs的致癌風(fēng)險值的累加，為考慮不同DBPs之間的拮抗或協(xié)同等聯(lián)合作用影響，需要根據(jù)各種DBPs在飲用水水中的存在形式與狀態(tài)及人體暴露途徑，開展多種DBPs的聯(lián)合毒性研究，綜合分析飲用水中DBPs的綜合毒性效應(yīng)；

(6)利用QSAR等計(jì)算毒理學(xué)技術(shù)，對DBPs進(jìn)行大規(guī)模的毒性預(yù)測與篩選，并且結(jié)合毒理學(xué)試驗(yàn)結(jié)果修正與完善計(jì)算毒理學(xué)模型，轉(zhuǎn)而利用完善好的模型去判斷新興DBPs的毒性與致癌性，豐富DBPs的毒性數(shù)據(jù)；

(7)現(xiàn)有研究顯示DBPs的毒性效應(yīng)主要為：細(xì)胞毒性、基因毒性、致癌性、氧化應(yīng)激、神經(jīng)毒性等，但相關(guān)研究相對獨(dú)立零散，缺乏多效應(yīng)協(xié)同研究。DBPs毒性研究試驗(yàn)設(shè)計(jì)時，應(yīng)考慮多種毒性效應(yīng)，綜合評價DBPs健康風(fēng)險，并構(gòu)建內(nèi)容完整豐富的DBPs毒性數(shù)據(jù)庫，推動DBPs毒性效應(yīng)和機(jī)理研究，并為飲用水中DBPs控制提供數(shù)據(jù)支撐；

(8)目前，飲用水中DBPs的風(fēng)險控制依據(jù)仍然基于DBPs種類、含量等化學(xué)指標(biāo)，但DBPs種類繁多，且隨著分析方法的發(fā)展，不斷有新的消毒副產(chǎn)物被檢出，盡管如此，依然無法分析檢測出飲用水中全部的消毒副產(chǎn)物。因此研究人員應(yīng)基于DBPs的基因毒性、致癌性、細(xì)胞毒性、氧化應(yīng)激、神經(jīng)毒性等毒性效應(yīng)，構(gòu)建以生物效應(yīng)控制為導(dǎo)向的飲用水DBPs風(fēng)險控制標(biāo)準(zhǔn)，以此作為化學(xué)標(biāo)準(zhǔn)的補(bǔ)充，共同保障飲用水安全。