2020, Vol. 12 
饮用水质量安全一直是环境领域大众关注的焦点，为了减少水传播病原体的扩散，提高饮用水安全，消毒剂被广泛应用在饮用水和废水的处理中[1-3]。然而，消毒剂同时会与水中天然有机物(NOMs)、环境污染物、溴化物或碘化物等氧化生成消毒副产物(DBPs)[4-5]。1974年，Rock等[6]首次从氯化饮用水中检出第一类DBPs：三卤甲烷(THMs)，截至目前已鉴定出>700种DBPs，并对其形成、前体物、检测、去除和毒性进行了大量研究。《生活饮用水卫生标准》(GB 5749—2006)中对部分DBPs进行了监管，包括THMs、卤乙酸(HAAs)、溴酸盐、氯酸盐、醛类化合物等。此外，还有卤硝基甲烷(HNMs)、卤乙腈(HANs)、亚硝胺(NDMAs)、卤乙酰胺(HAcAms)、卤代呋喃酮类化合物(MXs和BMXs类化合物)、卤代酮(HKs)、卤代醛(HALs)等DBPs未受监管[7-8]，而这些DBPs毒性要远高于监管的DBPs。
目前，DBPs的毒理学研究主要为细胞毒性和基因毒性，Plewa等[9]使用中国仓鼠卵巢细胞(CHO)对多种监管和与未监管DBPs的慢性细胞毒性与急性基因毒性进行分析，并构建了DBPs对哺乳动物细胞毒性的数据库，未监管的HAcAms、HNMs等消毒副产物的细胞毒性与基因毒性普遍高于被监管的THMs、HAAs等。细胞毒性指数分析评价结果表明，各类别DBPs细胞毒性指数值从大到小依次为：HAcAms＞HALs＞HNMs＞HAAs＞HANs＞THMs[10]。
THMs被发现后，美国国家癌症研究所研究证实三氯甲烷在实验动物体内具有致癌性，后续沙门氏菌致突变试验中，证实饮用水有机提取物具有诱变作用[11]。同时，流行病学研究发现饮用水消毒与癌症，如膀胱癌、结直肠癌存在相关性，饮用水中DBPs成为一个重要的公共卫生问题，引起了公众广泛关注[12]。
现回顾近年来众多DBPs基因毒性及致癌性相关研究成果，从DBPs基因毒性、致癌效应、流行病学及风险评估等方面对DBPs基因毒性及致癌性进行分析总结，为今后DBPs毒性机理研究及饮用水安全保障提供参考。
1 基因毒性研究进展自从DBPs被发现具有致癌致突变效应后，基因毒性一直都是DBPs研究的重点，基因毒性研究方法众多，如鼠伤寒沙门氏菌/哺乳动物微粒体酶试验(Ames试验)、SOS/umu试验、彗星试验与微核试验等传统的基因毒性检测方法。随着现代生物技术的进步，较新颖的技术也被应用于DBPs基因毒性研究，如8-氧-7-氢脱氧鸟嘌呤(8-oxodG)/8-羟基-2-脱氧鸟苷(8-OHdG)测定法、HGPRT基因突变试验甚至QSAR(quantitative structure-activity relationship)法。目前已有文献[13-15]对多种DBPs的单一基因毒性测试结果进行总结。现从检测方法上对DBPs基因毒性进行总结，并对各种DBPs基因毒性大小进行比较，见表 1。
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表 1 消毒副产物基因毒性 |
Ames试验是一种简便快捷的沙门氏菌/微粒体回复试验，即有基因毒性的化学物质能使测试菌株回复突变成野生型的概率随剂量-效应关系而增加[16]。由于沙门氏菌品系多样，包括TA97、TA98、TA100和TA102等，不同品系对DBPs有着不同敏感性，如TA100是某些HAAs、THMs的最敏感的菌株，因而众多研究者使用不同品系沙门氏菌进行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)皆表现出Ames试验阳性。另一项研究从结构-功能的角度得出，溴代DBPs比氯代DBPs更具有细胞毒性，且HAAs的基因毒性与所含卤原子数成反比，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]。文献[19-20]利用Ames试验对HALs基因毒性进行研究，其中三氯乙醛研究结果呈现出阴性或阳性，氯乙醛、二氯乙醛呈试验阳性，三溴乙醛则在不同沙门氏菌品系中仅造成TA100菌株突变，但水合氯醛对任何品系菌株都没有诱变活性，以上结果都表明HALs可能是碱基置换型致突变物。
SOS/umu试验是基于DNA损伤物诱导SOS反应而表达umuC基因的基础上建立起来的一套快速、敏感、廉价的判断化合物基因毒性能的试验方法[21]。Zhang等[22]利用umu试验较为系统的比较了13种消毒副产物的基因毒性，所得结论为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大约是二氯乙酸基因毒性的370 000倍。同时也有综述总结Ames与umu试验中DBPs的诱变作用研究，综述结论称MX的致突变试验结果较为一致，即MX有着很强的基因毒性[11]。文献[23]也利用umu试验研究了6种消毒方法(氯化、氯胺化、线性偏振紫外及其两两结合)对饮用水的遗传毒性的影响，饮用水处理后基因毒性皆变强，其中紫外线+氯胺化处理后水体基因毒性最弱，且umu试验与Ames试验结果着较好的相关性，表明两种常规基因毒性检测方法都有着一定的可靠性与准确性。
1.2 彗星试验与微核试验彗星试验(Comet/SCGE)是从单细胞水平上检验DNA链损伤的常规检测方法，DNA损伤后在电场力的作用下离开DNA核，在凝胶分子筛中向阳极移动，形成彗星状图像[24]。彗星试验常会选择如CHO细胞、人肺原上皮细胞、人小肠上皮细胞、外周血淋巴细胞等细胞。Wagner等[25]应用相同的生物分析平台和终点对103种DBPs基因毒性进行定量比较分析，结论提示研究人员应多关注含氮DBPs和碘代DBPs，因为它们通常比含碳、溴代和氯代DBPs毒性更大。Hrudey等[26]使用人肺原上皮细胞进行彗星试验检测了5种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损伤。值得注意的是，同种DBPs选择不同细胞作为载体进行彗星试验结果并不完全相同。研究者研究了15种DBPs对人源性肝癌细胞系(HepG2)DNA损伤的影响，基因毒性大小排序为：二氯一溴甲烷>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、水合氯醛与三氯乙酸、二氯乙酸基因毒性相似，碘乙酸基因毒性最大，这与Ames试验结果并不完全相等[27]。Attene-Ramos等[28]也得出在单卤乙酸的彗星试验中CHO细胞比人FHs细胞更敏感。另有研究利用彗星和微核试验分析了人细胞(TK6细胞和外周血淋巴细胞)的三溴乙醛和水合氯醛的基因毒性。彗星试验结果表明，这2种化合物都具有明显的基因毒性，会导致大量的DNA断裂，三溴乙醛比水合氯醛毒性更大，然而相关的微核试验的结果是阴性的，2种试验结果结合可能表明，这2种物质引起的主要DNA损伤并不是染色体损伤，可能是由于受损细胞的有效修复受阻[29]。
微核试验是一种常规的基因毒性检测方法，原理是致突变物造成基因组的不稳定与DNA损伤进而形成微核[30]，常采用外周血淋巴细胞、蚕豆根尖、蝾螈细胞、CHO细胞等作为载体。夏影[13]利用CHO细胞探究苯醌类(HBQs)消毒副产物暴露造成的微核率、核芽率和核桥率变化，结果显示遗传毒性大小顺位为：2, 5-二氯苯醌>2, 6-二溴苯醌>2, 6-二碘苯醌>2, 6-二氯苯醌；同时也发现HBQs的遗传毒性效能与其细胞毒性有相关性。研究人员采用外周血淋巴细胞微核试验判断氯化消毒对中水基因毒性影响，在相同剂量水平，消毒前水样的微核率低于消毒后水样，且微核率随剂量增加而增高[31]。Giller等[18]对6种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)进行蝾螈微核试验发现，仅三氯乙酸对蝾螈幼虫外周血红细胞有微弱的致裂作用。Hu等[32]用蚕豆根尖微核试验和蚕豆彗星试验对氯消毒饮用水中常见的消毒副产物(5种HAAs和3种HANs)进行遗传毒性评价。微核试验结果表明，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细胞微核频率显著增加；而彗星试验的结果显示所有测试的DBPs诱导了蚕豆根尖细胞基因组DNA损伤的显著增加，因而考虑到对不同性质的基因组损伤的检测要求，建议将蚕豆根尖微核试验和彗星试验相结合作为检测DBPs基因毒性的有效工具。但也有些研究人员利用外周血淋巴细胞和精子细胞为载体研究DBPs对人体和生殖细胞的基因毒性影响，研究显示与阴性对照相比，使用3种单卤乙酸处理的淋巴细胞和精子的DNA损伤更大[33]。外周血淋巴细胞微核率也被用作一个生物标志物去进行流行病学研究，文献[34]对溴化三卤甲烷与微核率之间的相关性开展探讨，评估产妇饮用水溴化三卤甲烷暴露与产妇和脐带血淋巴细胞微核频率的关系，通过流行病学试验对2007—2008年在希腊克里特岛的214名母亲和223名新生儿微核频率进行检测，结果显示暴露于溴化三卤甲烷可能增加母亲双核淋巴细胞微核的频率。
1.3 其他基因毒性研究方法8-氧-7-氢脱氧鸟嘌呤/8-羟基-2′-脱氧鸟苷测定法、HGPRT基因突变试验、QSAR法等较为新颖的致突变检测方法都已经被研究人员用来探究DBPs的基因毒性，但利用这些方法进行DBPs基因毒性研究并不普遍。
8-oxodG是DNA过氧化的产物，DNA过氧化与炎症、癌症有着密切的关系[35-37]。文献[38]研究HBQs对T24细胞造成的DNA损伤，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分别增加了1.4、3.2、8.8、9.2倍。Deng等[39]也证明暴露于0.75、300、120 000 μg/L的单卤HAcAms也明显增加了8-OHdG的水平。2个研究结果都表明DBPs暴露会引起细胞内氧化应激，进而使得DNA过氧化，因而氧化应激反应如产生活性氧(ROS)、脂质过氧化等也一直都是DBPs毒性作用机制的研究重点。
HGPRT基因突变检测是一种很有效检测包括DBPs在内的各种化合物致突变效应的方法[40]。文献[41]采用umu试验、HGPRT基因突变试验和微核试验3种不同的生物检测方法，分别检测一年中的2个不同采样时间(1和7月)氯化前后饮用水提取物的DNA损伤、基因突变和染色体畸变能力，氯化处理可增加1月份饮用水的DNA损伤效应和1、7月份饮用水的基因突变效应，但不增强1、7月份饮用水的染色体畸变效应，表明月份差异同样也影响氯化前后饮用水的基因毒性，这一结果可能与不同月份进水水质带来的消毒副产物前体物差异有关，该结果强调了要多方考虑和联合使用不同生物测定法来评估不同季节水样的遗传毒性。
QSAR技术的飞速发展，也被应用于DBPs基因毒性研究中，有研究人员创新地利用QSAR技术将DBPs与人类转体基因(hTTR)结合，研究结构上的对接性且判断DBPs与hTTR之间的结合亲和力，破译酚类DBPs与hTTR的结合机制，结果表明，众多化学描述符中离子对、氢键和疏水作用占主导地位[42]。
DBPs的基因毒性研究方法有很多，不同的DBPs在不同的试验中展现的基因毒性不一致，在研究DBPs基因毒性时根据研究目的与期望选择适当的方法也是试验设计的重要环节。虽然，不同的试验方法会使得DBPs的基因毒性结果存在一定差异，但大量前人毒理学数据表明被监管消毒副产物毒性小于未被监管的消毒副产物；碘代DBPs毒性大于溴代DBPs大于氯代DBPs，且基因毒性随卤原子的增加而下降；含氮类DBPs毒性大于含碳类DBPs。
2 致癌性研究进展三氯甲烷被证实在实验动物体内具有致癌性后，DBPs致癌性受到了广泛关注。已有研究结果显示，DBPs暴露可以导致实验动物产生多种不同类型的癌症，例如：肾癌、肠癌、肝细胞瘤、间皮瘤和甲状腺滤泡细胞瘤[45-46]。其中，肝脏和肾脏是DBPs最常见的毒性靶器官，也是人类身上最有可能发展成肿瘤的部位。目前，已有研究对主要的监管DBPs进行了2年的啮齿动物致癌性生物测试，绝大部分DBPs测试结果都显示出致癌性，见表 2。
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表 2 消毒副产物致癌性[45] |
4种被监管THMs(三氯甲烷、一氯二溴甲烷、二氯一溴甲烷、三溴甲烷)在啮齿动物中均表现致癌性[47-48]。只有三氯甲烷和二氯一溴甲烷2种THMs进行了啮齿动物饮水暴露试验，结果显示，2种THMs对小鼠致癌效应均表现为阴性；而在大鼠暴露试验中，150 mg/(kg·d)暴露下的二氯一溴甲烷明显产生了肝脏肿瘤，相似水平剂量的三氯甲烷则产生肾脏肿瘤。4种THMs均进行了啮齿动物灌胃暴露试验，结果显示，二氯一溴甲烷在小鼠体内产生肾和肝脏肿瘤，在大鼠体内产生肾脏和肠道肿瘤；三氯甲烷在小鼠体内产生肝肿瘤和大鼠体内产生肾肿瘤；三溴甲烷在大鼠体内产生肠道肿瘤，而对小鼠没有致癌效应；一氯二溴甲烷在小鼠体内产生肝肿瘤，而对大鼠没有影响。国际癌症研究机构(International Agency for Research on Cancer，IARC)将三氯甲烷和二氯一溴甲烷归类为2B类致癌物，即：对人可能致癌，而将一氯二溴甲烷和三溴甲烷归类于3类致癌物，即：对人的致癌性尚无法分类。
目前，三氯甲烷是唯一致癌机理较为明确的三卤甲烷[49]。大量研究表明，三氯甲烷不具有基因毒性，只有在产生显著细胞毒性、细胞死亡和再生增殖的剂量下才会发生肿瘤[50-51]。三氯甲烷诱发肿瘤是继发性的持续或重复的氧化代谢介导的细胞毒性和继发性再生增生，氧化途径可产生亲电代谢物碳酰氯，它与组织蛋白、细胞大分子以及磷脂、谷胱甘肽、游离半胱氨酸、组氨酸、蛋氨酸和酪氨酸反应，导致组织损伤和细胞死亡。而持续的细胞增殖可能导致突变增加，自发的DNA损伤增加转化为突变，进而导致癌症发生。
2.2 卤乙酸4种卤乙酸(氯乙酸、二溴乙酸、二氯乙酸、三氯乙酸)进行了啮齿动物饮水暴露试验，结果显示，100 mg/(kg·d)左右剂量的二溴乙酸、二氯乙酸、三氯乙酸均能在小鼠体内诱发肝肿瘤；40.2与139.1 mg/(kg·d)实验组的二氯乙酸能引起大鼠肝肿瘤；二溴乙酸还在大鼠中诱发白血病和腹腔间皮瘤，在小鼠体内诱发肺肿瘤；而氯乙酸对大鼠和小鼠致癌效应均表现为阴性[52-53]。但是，目前没有足够试验结果来确定3种致癌的卤乙酸的致癌机制，IARC评估认为二氯乙酸可能是一种对人可能致癌物(2B类)；然而，三氯乙酸属于对人的致癌性尚无法分类的致癌物(3类)。
2.3 溴酸盐溴酸盐可诱发大鼠肾脏和甲状腺滤泡细胞肿瘤以及小鼠肾脏肿瘤，是强烈的致癌物[54-55]。有研究[56-57]表明，肾细胞中溴酸盐会产生氧化应激而导致DNA损伤，进而引起肿瘤就发生。IARC认为溴酸钾属于2B类致癌物[47]。
2.4 醛类醛类DBPs中甲醛、乙醛、三氯乙醛和氯乙醛进行了啮齿动物暴露试验，结果显示，三氯乙醛和氯乙醛通过饮水暴露能够引起肝脏肿瘤、腺瘤等癌症；甲醛和乙醛通过吸入给药暴露会导致啮齿动物产生肿瘤，但通过饮用水摄入则不会致癌[58-59]。美国环保署(EPA)的综合风险信息系统(IRIS)认为甲醛、乙醛和三氯乙醛可能是人类致癌物质。
2.5 亚硝胺类多种亚硝胺已进行广泛的致癌性测试，绝大部分亚硝胺类化合物都能够通过不同暴露途径诱发肿瘤，肿瘤形成的原发部位主要是食道和肝脏，其他器官如膀胱、大脑和肺也是重要的原发部位[60-61]。目前饮用水中共发现9种亚硝胺类DBPs，其中N-亚硝基二甲胺(NDMA)和N-亚硝基二乙胺(NDEA)进行大鼠终生多次暴露，结果显示其能够诱发大鼠肝脏和食管肿瘤。饮水暴露浓度低至0.01 mg/L的亚硝胺条件下，25%的大鼠也会患上肝肿瘤。1987年，IARC将亚硝胺归类为具有强致癌性的物质；其中，NDMA和NDEA被列为2A类致癌物，即对人很可能致癌，其他亚硝胺列为2B类致癌物。然而，亚硝胺类化合物主要源于食品、饮料、消费品、受污染的地下水以及被污染的空气(如烟草烟雾)等，与食物相比，通过口服饮用水可能是亚硝胺暴露的一个次要来源[62-63]。
2.6 卤代呋喃酮卤代呋喃酮致癌性研究主要集中在3-氯-4(二氯甲基)-5-羟基-2(5H)-呋喃酮(MX)。低剂量的MX[雄性0.4~5mg/(kg·d)；雌性0.6~6.6 mg/(kg·d)]通过饮水暴露即可诱导大鼠多种器官发生肿瘤，被IARC列为2B类致癌物[64]。所有暴露剂量MX均能诱导大鼠甲状腺滤泡细胞腺瘤和癌增加，腺瘤和癌的联合发病率达到90%(雄性)和94%(雌性)。在雄性组，高浓度组MX暴露引起肝腺瘤、肾上腺皮质腺瘤发生，而且肺、肝腺瘤、肝血管瘤、腺瘤、肾上腺皮质腺瘤、甲状腺滤泡细胞腺瘤发生与MX暴露均具有剂量-效应关系；在雌性组，MX还能诱发乳腺腺癌、纤维腺瘤、肝腺瘤、合并腺瘤和腺癌，高剂量组MX诱导肾上腺皮质腺瘤[65]。
2.7 卤代硝基甲烷文献[45]对三氯硝基甲烷进行了小鼠和大鼠暴露致癌性试验，然而这些研究并不充分，试验中暴露于三氯硝基甲烷的大鼠生存时间较短，而小鼠的结果并不确定，故而研究结果并不能证明其致癌性。
2.8 卤乙腈对5种HANs(氯乙腈、二氯乙腈、三氯乙腈、一氯一溴乙腈和二溴乙腈)进行了小鼠皮肤诱癌试验，染毒2周后, 继而用促癌剂皮肤染毒20周，每周3次，氯乙腈、二氯乙腈和二溴乙腈均可诱发小鼠皮肤肿瘤的发生, 并且含溴HANs相比于含氯HANs能诱发更多的肿瘤数量[66]。对5种HANs进行小鼠灌胃暴露试验，以10 mg/kg暴露8周，每周暴露灌胃3次，结果显示，氯乙腈、三氯乙腈、一氯一溴乙腈可增加患癌风险。然而IARC将HANs列为3类, 即对人致癌性尚无法分类[67]。
对主要监管的DBPs进行了2年的啮齿动物致癌性生物测试，IARC将三氯甲烷、二氯一溴甲烷、二氯乙酸和溴酸钾归类为2B类致癌物；一氯二溴甲烷、三溴甲烷和三氯乙酸归类于3类致癌物。IRIS认为甲醛、乙醛和三氯乙醛是可能的人类致癌物质。而未监管的DBPs种类繁多，目前只对亚硝胺、卤代呋喃酮等少数DBPs进行了啮齿类动物致癌试验，MX是通过饮用水对大鼠的多位点致癌物，是目前有试验数据的DBPs中致癌性最强的消毒副产物。NDMA和NDEA被列为2A类致癌物，但饮用水暴露并不是其主要暴露途径。目前，这些DBPs啮齿类动物致癌性试验的暴露剂量要远高于试剂饮用水中的DBPs的含量，虽然考虑到其长期暴露水平，但这些结果并不能客观正确反映饮用水中DBPs的致癌风险，依旧为饮用水中消毒副产物标准的制定提供了依据。
3 流行病学研究进展自从THMs被检出以来，一些流行病学研究表明，长期接触消毒的饮用水会增加患癌症的风险，尤其是膀胱癌和结肠直肠癌[77-78]。然而膀胱癌、结直肠癌等位点特异性癌症流行病学预测风险比任何已知致癌物消毒副产物的非位点特异性癌症预测风险上限高出数量级。饮用水中的THMs是最早监管的消毒副产物，相较于其他DBPs更容易获得更为久远和完备的THMs暴露数据，因而在流行病学研究中，THMs常被用作总体DBPs暴露的替代指标进行分析。
3.1 膀胱癌膀胱癌是最常见的癌症之一，男性发病率高于女性。烟草被认为是膀胱癌发病的主要原因，然而现已有大量流行病学调查显示饮用水中DBPs和膀胱癌存在密切联系，其可能是诱发这种癌症的第二重要的环境原因。早在1987年，Cantor等[79]对美国10个不同地区5 258位个人，其中包括2 805位膀胱癌患者进行了病例对照研究，结果显示膀胱癌患病风险随经氯化消毒的自来水摄入量的增加而增加。随后，在美国、欧洲等地都进行了病例对照研究得出了类似结论，认为DBPs与膀胱癌发生风险相关[80]。关于DBPs与膀胱癌的流行病学研究众多，其中Villanueva等[81]对已发表的饮用水DBPs和膀胱癌流行病学的荟萃分析已被EPA列为评估DBPs主要证据之一，结果显示，长期饮用消毒的饮用水与膀胱癌联系密切，尤其在男性中。其后，Villanueva等[82]又使用THMs作为DBPs代表与膀胱癌进行荟萃分析，通过结合个人年平均THMs水平和每天自来水消耗量来估计累积的THMs暴露量，结果显示THMs暴露与男性膀胱癌风险存在相关性，而女性则没有。最新研究[32]显示，相较于饮水暴露DBPs，通过吸入和皮肤吸收接触水，例如游泳、洗澡等会导致更高的膀胱癌风险。
3.2 结直肠癌结直肠癌是全球第3大最常见的癌症，占全球癌症发病率的10%，饮食是结直肠癌最重要的病因。自1974年饮用水中检测到三氯甲烷以来，与DBPs相关的结直肠癌风险已进行了广泛的流行病学研究，例如：Rahman等[83]进行了一项荟萃分析显示在男性中，结肠癌和饮用水中三溴甲烷的浓度呈正相关，溴代THMs与结直肠癌之间的风险值得关注。然而，Villanueva等[77]病例对照研究显示，长期THMs暴露与结直肠癌呈正相关的证据有限，且不同的THMs有不同的相关性，甚至结果显示结直肠癌与三氯甲烷浓度和摄取量呈负相关。其他研究也与此类似，这些研究的结果并不一致。Kogevinas等[80]对8项DBPs与结肠癌流行病学研究进行总结，3项研究发现DBPs增加了患结肠癌风险，4项研究发现并无相关性，1项发现不同的THMs有不同的相关性。在7项DBPs与结肠癌流行病学研究中，有3项发现DBPs增加了患直肠癌的风险，3项发现直肠癌与THMs无关联，还有一项发现不同的THMs有不同的结果。
3.3 其他癌症除了膀胱癌和结直肠癌，其他癌症如：白血病、胰腺癌等都进行了DBPs暴露的流行病学分析。Infante-Rivard等[84]进行的病例对照研究显示，未观察到THMs或三氯甲烷的平均暴露与白血病发病率相关。Kasim等[85]进行的一项病例对照研究，成人慢性髓系白血病风险的增加与暴露于不同DBPs的时间长度相关，但其他类型的白血病中未观察到风险的增加。总之，暴露于DBPs和白血病风险增加之间的关联证据较为微弱。Kukkula等[86]研究显示饮用水暴露降低了胰腺癌的风险。Do等[87]研究没有发现THMs总量、二氯一溴甲烷或三氯甲烷会增加或减少胰腺癌的风险。Koivusalo等[88-89]分别进行2项研究，评估胰腺癌与消毒饮用水基因毒性的关系，一项研究报告了有统计学意义的风险增加，而另一项研究则没有发现任何关联。但总的来说，DBPs暴露与这些癌症间的风险评估结论并不一致。
在过去的40年中，开展了众多饮用水DBPs与癌症之间流行病学研究，有些研究结果显示饮用水DBPs暴露与癌症存在一定的相关性，有的则没有相关性，有的甚至存在负相关，而这些流行病学研究都存在固有的方法上的局限性。从病例数据的收集、暴露评价方法和暴露指标到假设模型等多种因素都会对最终DBPs评估结果产生差异。目前主要以THMs为DBPs代表进行流行病学研究，然而DBPs是一种复杂的混合物，用饮用水中THMs含量来代表总的DBPs可能掩盖其他DBPs的作用。另外DBPs毒理学研究结果与流行病学研究存在不同，这种差异可能的解释是：一方面是饮用水中消毒副产物有长期监测数据的种类较少，仅限于监管的DBPs；另一方面，DBPs毒理学研究匮乏，仅有一些监管的DBPs进行了致癌表征，而相关的暴露途径仅限于口服暴露，且这些DBPs很少进行混合的动物暴露试验。
4 癌症风险评估研究进展 4.1 癌症风险评价目前，IARC已对一些DBPs的致癌性进行了研究，如THMs和HAAs等，然而这些研究中DPBs的暴露剂量远高于饮用水中实际的剂量。已有研究利用EPA健康风险评价模型，根据饮用水中DBPs实际浓度分别评估其口服、皮肤和吸入暴露途径的致癌风险，其中可接受的致癌风险值设为<10-6。健康风险评价计算公式如下[90]。
致癌物质风险计算公式(一般是无阈值物质)：
| $ \text{R=SF }\!\!\times\!\!\text{ CDI} $ | (1) |
饮用水基本暴露剂量计算公式：
| $ \text{CDI=}\frac{\text{CW }\!\!\times\!\!\text{ IR }\!\!\times\!\!\text{ ER }\!\!\times\!\!\text{ EF}}{\text{BW }\!\!\times\!\!\text{ AT}} $ | (2) |
式中：CDI—长期日摄入量，mg/(kg·d)，即暴露剂量率，其包括饮用水口服暴露剂量(CDIing)、吸入暴露剂量(CDIinh)和皮肤接触暴露剂量(CDIdel)；
SF—致癌斜率因子，[mg/(kg·d)]-1；
CW—化学物质质量浓度，mg/L；
IR—摄入速率，L/d；
EF—暴露频率，d-1；
ED—暴露时段，d；
AT—平均暴露时间，d；
BW—人均体重，kg。
上述模型公式已经广泛应用于饮用水中DBPs的致癌风险评估。Gao等[91]对珠三角广州、佛山和珠海10个饮用水厂出水进行分析，9个饮用水厂出水致癌风险高于世卫组织设定的参考风险值(10-6)，其中摄入途径中二氯一溴甲烷的致癌风险最高，吸入途径的三氯甲烷致癌风险最高。但Pan等[92]在我国35个主要城市进行饮用水水质调查的基础上，对THMs和HAAs多种暴露途径下的致癌风险进行了评估，THMs和HAAs的癌症总风险中值为7.34×10-7，低于世卫组织设定的参考风险水平(10-6)。摄入和吸入暴露的风险分别占总风险的93.6%和6.3%，而皮肤接触的影响微不足道。三氯乙酸风险中值为DBPs中最高的，为2.12×10-7。东北地区风险最高，西北地区风险最低。在这35个城市中，天津的风险最高，银川最低。Chowdhury等[93]依据以上模型公式计算人类游泳时以口服、皮肤与吸入方式暴露于泳池中消毒副产物的致癌风险，所选模式消毒副产物为THMs与HAAs。研究得出THMs和HAAs的致癌风险为2.46×10-5，允许变化范围为8.1×10-6~5.7×10-5，其中THMs占总风险的99.6%。已有大量研究对不同区域的饮用水中DBPs多种暴露途径进行致癌风险分析，其中摄入暴露途径为最主要的风险来源，不同地区致癌风险值存在不同，部分地区的风险值高于世卫组织设定的参考风险水平，表明饮用水DBPs致癌风险值得关注。
4.2 计算毒理学DBPs致癌性试验数据和流行病学研究结果存在很大差异，毒理学研究结果显示，DBPs主要导致肝癌和肾癌，而流行病学结果显示DBPs与膀胱癌、结直肠癌存在相关性，然而这种差异目前尚未得到合理解释，有研究开始运用计算毒理学方法进行研究和解释。Diana等[94]对已知的76种膀胱癌致癌物的化学结构展开分析，提炼出膀胱癌致癌的共有化学结构特性，对已知/未知DBPs化学结构比对分析，评估结果显示亚硝胺类、某些胺类、卤代酰胺类、卤代戊烯酸类和卤代醌类是潜在的致膀胱癌物质，而这些DBPs除亚硝胺类毒理学结果显示与膀胱癌相关，而其他DBPs鲜有致膀胱癌研究，可能正是这些DBPs致癌性试验方面数据的缺乏导致了毒理学和流行病学研究间的结果差异。Woo等[95]利用构效关系分析，结合大量的文献搜索得到DBPs基因毒性和其他数据，对饮用水中209种DBPs致癌潜力进行排名，提出有20种[MX结构类似物(4种)、卤代烷(5种)、卤代腈(6种)、卤酮(2种)、卤醛(1种)、卤代硝基烷(1种)和双醛(1种)]是未来饮用水致癌性检测和/或机理研究的优先关注的目标。目前，关于DBPs计算毒理学研究较少，但其方便、快捷、无伦理风险等优势，使其在DBPs致癌风险预测和评估中将得到广泛应用。
5 总结与展望 5.1 总结(1) Ames试验、SOS/umu试验、彗星试验、微核试验等传统的基因毒性检测方法仍然广泛应用于DBPs致突变效应研究，但一些新颖的试验技术开始被应用；
(2) 基因毒性排序一般规律为：碘代DBPs>溴代DBPs>氯代DBPs；含氮DBPs基因毒性一般大于含碳DBPs；同种DBPs在不同基因毒性测试方法下毒性并不完全一致，要结合研究目的与意义选择合适的或联合多种试验方法对DBPs基因毒性进行综合分析；
(3) 啮齿动物致癌性试验显示大部分监管的DBPs长期暴露存在致癌风险，其分别被列为不同等级的致癌物；
(4) 众多流行病学研究显示DBPs暴露与癌症存在一定的相关性，主要表现为膀胱癌和结直肠癌，但多数流行病学结果并不完全一致，原因可能是DBPs及癌症数据收集、评价方法、评估模型等多种因素的差异引起的；
(5) 饮用水DBPs致癌风险评估显示不同地区致癌风险值存在不同，部分地区的风险值高于世卫组织设定的参考风险水平，摄入暴露途径为DBPs最主要的风险来源；
(6) 计算毒理学为DBPs的致癌风险预测和评估提供了新的研究思路。
5.2 展望(1) 目前DBPs基因毒性测试方法多样，积累了大量多元的致突变数据，但各种DBPs基因毒性试验采取的方法不尽相同，导致各DBPs基因毒性相互间无法比较，亟须构建统一且精准的DBPs基因毒性试验方法体系，为今后DBPs的基因毒性纳入饮用水标准提供技术支撑；
(2) 仅对几种监管的DBPs开展了2年的啮齿动物致癌性生物测试，而绝大部分DBPs未进行致癌性生物测试，需要对毒性较大、关注较多的DBPs进行致癌性生物测试，完善DBPs致癌毒性数据，为DBPs风险评估及计算毒理学提供数据支撑；
(3) 目前有大量DBPs和癌症的流行病学研究，但不同研究的原始数据收集、评价方法、评估模型存在差异使得多数流行病学结论不完全一致，亟须构建统一流行病学研究方法，保证流行病学结果准确一致；此外，流行病学研究主要基于监管的THMs与HAAs进行致癌风险研究，缺乏其他DBPs的长期监测数据，需要对饮用水中多种高基因毒性、致癌性的DBPs进行长期监测，为更好的进行流行病研究提供数据支撑；
(4) 目前，毒理学研究结果显示DBPs主要导致肝癌和肾癌，而流行病学结果显示DBPs与膀胱癌、结直肠癌存在相关性，然而这种2种研究结果差异目前尚未得到合理解释，需要进行深入研究进行准确合理的分析；
(5) 基于EPA健康风险评价模型的饮用水致癌风险评估，主要对各种DBPs的致癌风险值的累加，为考虑不同DBPs之间的拮抗或协同等联合作用影响，需要根据各种DBPs在饮用水水中的存在形式与状态及人体暴露途径，开展多种DBPs的联合毒性研究，综合分析饮用水中DBPs的综合毒性效应；
(6) 利用QSAR等计算毒理学技术，对DBPs进行大规模的毒性预测与筛选，并且结合毒理学试验结果修正与完善计算毒理学模型，转而利用完善好的模型去判断新兴DBPs的毒性与致癌性，丰富DBPs的毒性数据；
(7) 现有研究显示DBPs的毒性效应主要为：细胞毒性、基因毒性、致癌性、氧化应激、神经毒性等，但相关研究相对独立零散，缺乏多效应协同研究。DBPs毒性研究试验设计时，应考虑多种毒性效应，综合评价DBPs健康风险，并构建内容完整丰富的DBPs毒性数据库，推动DBPs毒性效应和机理研究，并为饮用水中DBPs控制提供数据支撑；
(8) 目前，饮用水中DBPs的风险控制依据仍然基于DBPs种类、含量等化学指标，但DBPs种类繁多，且随着分析方法的发展，不断有新的消毒副产物被检出，尽管如此，依然无法分析检测出饮用水中全部的消毒副产物。因此研究人员应基于DBPs的基因毒性、致癌性、细胞毒性、氧化应激、神经毒性等毒性效应，构建以生物效应控制为导向的饮用水DBPs风险控制标准，以此作为化学标准的补充，共同保障饮用水安全。
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