飲用水消毒副產(chǎn)物毒理學(xué)研究進展

1、第 飲用水消毒副產(chǎn)物毒理學(xué)研究進展引言 對飲用水消毒副產(chǎn)物（disinfectionby-products,DBPs）的研究始于1974年，研究發(fā)現(xiàn)用氯作為消毒劑時，將會產(chǎn)生許多DBPs，研究較集中于兩種含碳DBPs（C-DBPs），即揮發(fā)性三鹵甲烷（Trihalomethanes,THMs）和難揮發(fā)性鹵乙酸（Haloacticacids,HAAs），同時，毒理學(xué)家也開始研究生物體對這些DBPs的暴露與生態(tài)毒性之間的關(guān)系。研究表明，THMs和HAAs都具有一定程度上的致畸、致癌、致突變的三致作用。由于這些DBPs的生物毒性，使得許多飲用水生產(chǎn)單位不得不更換消毒工藝，用氯胺，臭氧或二氧化氮為主的

2、消毒方式取代傳統(tǒng)的以氯為主的消毒方式。 近年來，隨著替代消毒劑的單獨或聯(lián)合使用，以及研究的不斷深入，在飲用水中又發(fā)現(xiàn)了越來越多的新興DBPs，這些化合物以含氮消毒副產(chǎn)物（nitrogenousdisinfectionby-products,N-DBPs）為主。如：鹵化硝基甲烷（Halonitromethanes,HNMs），鹵化乙腈（Haloacetonitriles,HANs），鹵化乙酰胺（Haloacetamides,HAcAms），N-亞硝胺類物質(zhì)（N-nitrosamines,NMs）等。 隨著飲用水消毒副產(chǎn)物種類的多樣化，其生物毒性和健康風(fēng)險也越來越受到人們的關(guān)注。國內(nèi)目前對DBPs

3、的生物毒性的研究起步較晚，并且研究方法和內(nèi)容上都有一定的局限性，只有明確DBPs的毒理學(xué)特征，才能夠使得學(xué)者在今后的相關(guān)研究中分清主次。筆者根據(jù)國內(nèi)外的相關(guān)研究，對DBPs進行了歸納分類，討論分析了幾種典型DBPs的毒性研究所采用的毒理學(xué)研究方法，為進一步進行DBPs的毒理學(xué)特性研究提供借鑒和依據(jù)。 2飲用水消毒副產(chǎn)物 液氯用于飲用水消毒已有近百年歷史，目前，我國采用氯消毒劑的水廠占99.5%以上，而美國的氯消毒劑利用率占94.5%。氯消毒劑在水中的作用原理是依靠次氯酸(HClO)和次氯酸根(ClO)的消毒作用，研究發(fā)現(xiàn)其中HClO的消毒能力是ClO的4080倍。在消毒過程中，化學(xué)物質(zhì)會在水體

4、中通過相關(guān)反應(yīng)產(chǎn)生相應(yīng)的消毒副產(chǎn)物，較典型的有THMs和HAAs。由于這些DBPs會產(chǎn)生一定的健康風(fēng)險，各國對于飲用水DBPs中THMs和HAAs的含量限制越來越嚴格，使得許多飲用水單位不得不更換新的消毒技術(shù)?，F(xiàn)在所選用的飲用水消毒方式主要有二氧化氯消毒，氯胺消毒和臭氧消毒，同時也加強了物理消毒技術(shù)和組合消毒技術(shù)的應(yīng)用。隨著新興消毒技術(shù)的運用以及研究發(fā)現(xiàn)的不斷深入，在飲用水中檢測出多種相應(yīng)的含氮消毒副產(chǎn)物（N-DBPs）。表1對這些DBPs的分類進行了具體的歸納小結(jié)。 由于我國國情所限，在將來一段時間內(nèi)，我國飲用水消毒的主要方式仍將以氯化消毒為主，為了提高我國飲用水質(zhì)量，我國最新生活飲用水標(biāo)準(zhǔn)

5、（Standardsfordrinkingwaterquality,GB57492022）中已將飲用水中消毒劑常規(guī)指標(biāo)及要求由一項增至四項，限制了氯氣及游離氯制劑、一氯胺、臭氧及二氧化氯的濃度，而毒理指標(biāo)中消毒副產(chǎn)物的相關(guān)指標(biāo)也有一定程度增加。相比于USEPA對國內(nèi)供水體系的DBPs的研究起始于1975年，并于1994年提出了新的適用于所有供水體系的DBPs的最大污染濃度，可見我國對于DBPs的研究亟需不斷深入。 表1DBPs的分類 分類 代表物質(zhì) 英文縮寫 結(jié)構(gòu)式 C-DBPs 三鹵甲烷（Trihalomethanes,THMs） 三氯甲烷 TCM 溴二氯甲烷 BDCM 二溴氯甲烷 DBCM

6、 三溴甲烷 TBM 二氯碘甲烷 DCIM 溴氯碘甲烷 BCIM 鹵乙酸（Haloacticacids,HAAs） 一氯乙酸 CAA 二氯乙酸 DCAA 三氯乙酸 TCAA 溴氯乙酸 BCAA 溴二氯乙酸 BDCAA 二溴氯乙酸 DBCAA 溴乙酸 BAA 二溴乙酸 DBAA 三溴乙酸 TBAA 一碘乙酸 IAA 溴碘乙酸 BIAA N-DBPs 鹵化硝基甲烷（Halonitromethanes,HNMs） 一氯硝基甲烷 CNM 二氯硝基甲烷 DCNM 三氯硝基甲烷 TCNM 一溴硝基甲烷 BNM 二溴硝基甲烷 DBNM 三溴硝基甲烷 TBNM 二溴一氯硝基甲烷 DBCNM 一溴二氯硝基甲烷 B

7、DCNM 一氯一溴硝基甲烷 CBNM 鹵化乙腈（Haloacetonitriles,HANs） 氯乙腈 CAN 二氯乙腈 DCAN 三氯乙腈 TCAN 溴乙腈 BAN 二溴乙腈 DBAN 溴氯乙腈 BCAN 碘乙腈 IAN 鹵化乙酰胺（Haloacetamides,HAcAms） 一溴乙酰胺 BAcAm 二溴乙酰胺 DBAcAm 氯乙酰胺 CAcAm 二氯乙酰胺 DCAcAm 三氯乙酰胺 TCAcAm N-亞酰胺 （N-nitrosamines,NMs） N-亞硝基二甲胺 NDMA N-亞硝基吡咯烷 NPYR N-亞硝基嗎啉 NMOR N-亞硝基吡啶 NPIP N-亞硝基二苯胺 NDPHA N

8、-亞硝基甲基乙基胺 NMEA N-亞硝基二乙基胺 NDEA N-亞硝基二丙胺 NDPA N-亞硝基二丁胺 NDBA 3消毒副產(chǎn)物的毒理學(xué)研究進展 3.1含碳消毒副產(chǎn)物毒理學(xué)研究進展 3.1.1THMs THMs是最早發(fā)現(xiàn)的飲用水消毒副產(chǎn)物，它們對齲齒類動物具有較強的致癌作用，可以作用于肝臟，大腸和腎臟，產(chǎn)生較強的毒性，并且已被確認為致癌物。在過去三十多年中，已有諸多學(xué)者對THMs的毒性以及作用機理展開了較深入的研究，采用較多的毒理學(xué)方法主要為體外試驗法或體內(nèi)試驗法用以測試DNA序列轉(zhuǎn)變和DNA損傷。 1994年，Melnick等以大鼠(rat)為模式動物，對大鼠進行口頭暴露實驗表明較高劑量的B

9、DCM能使90%的雄鼠誘發(fā)腺癌，體外實驗表明溴代THMs比氯代THMs對直腸癌的毒性強。1996年，Black等對TCM、BDCM、TBM和DBCM這四種THMs的毒性大小進行研究比對，并對他們的毒性由高到低進行排列，順序為：BDCMDBCMTCMTBM。1997年，DeMarini等對BDCM，TBM，DBCM，DCM四種THMs在谷胱甘肽-S-轉(zhuǎn)移酶存在的條件下作用于沙門氏菌（S.typhimurium）所引起的基因突變進行了研究。選取HisG46為突變基因位點，檢測突變光譜的變化情況，測得在谷胱甘肽-S-轉(zhuǎn)移酶存在時，GC轉(zhuǎn)變?yōu)锳T的概率為96%100%，且誘變能力的大小為：TBMCDB

10、MBDCMDCM。類推到人體，BDCM，TBM，DBCM三種物質(zhì)受谷胱甘肽轉(zhuǎn)移酶的調(diào)控，而不同于其他含氯THMs，所以兩類物質(zhì)對人體的作用機制不同。Lilly等在1997年測定了TCM和BDCM分濃度注射入雄性F-344大鼠體內(nèi)，測定毒物對大鼠腎毒性和肝毒性的影響，選用的指標(biāo)有丙氨酸轉(zhuǎn)氨酶（alanineaminotransferase,ALT），天冬氨酸轉(zhuǎn)氨酶（aspartateaminotransferase,AST），脲氮（ureanitrogen,BUN），肌酸酐（creatinine,CRE），乳酸脫氫酶（lactatedehydrogenase,LDH），總蛋白（totalprot

11、ein,TPR），血清山梨醇脫氫酶（Serumsorbitoldehydrogenase,SDH）和尿A-乙酰葡萄糖胺酶（urineA-acetylglucosaminidase,NAG）的活性。實驗結(jié)果表明BDCM在低劑量的作用下對腎臟的急性毒性比TCM要強，并且對腎臟的慢性毒性要比TCM的作用要持久。這與Lilly等在1994年的研究結(jié)果符合。 由于碘代三鹵甲烷正在成為科學(xué)界新興的研究熱點，Richardson等對DCIM和BCIM的毒性展開了研究，他們選取中國倉鼠卵巢細胞(CHO)AS52為受試細胞，來測定DCIM和BCIM的慢性細胞毒性和急性遺傳毒性，同時也將結(jié)果與一些含碘乙酸和一些新

12、興的碘代酸類物質(zhì)的毒性進行綜合比對。用測定細胞密度的變化來確定慢性細胞毒性，選取的指標(biāo)為%C/，即細胞密度為負對照的50%時的DBPs的濃度；用單細胞凝膠電泳（SCGE）測定急性遺傳毒性，指標(biāo)為拖尾率。細胞毒性的大小排序如下：TIMBDIMDBIMBCIMCDIMDCIM。而在這些物質(zhì)當(dāng)中只有CDIM存在遺傳毒性。 3.1.2HAAs 早期動物生物檢測數(shù)據(jù)表明HAAs不僅對生殖系統(tǒng)有影響，而且還有胚胎毒性和致畸作用，主要表現(xiàn)為多種生殖損害和發(fā)育損害。1997年，Giller等運用三種方法測定比較了幾種HAAs的細胞毒性作用，首先對大腸桿菌(E.coli)PQ37進行SOS顯色實驗，測定-牛乳糖

13、甘酶和堿性磷酸化酶的活性；然后通過對S.typhimuriumTA100菌株進行Ames變異反應(yīng)突變實驗，運用比色法定性；最后對伊比利亞肋突螈(Pleurodeleswaltl)進行微核實驗，由紅細胞中微核數(shù)的多少來確定這些物質(zhì)的毒性大小。最后得出結(jié)果：BAACAADBAADCAATCAATBAA。2022年，Kargalioglu等用同樣的物質(zhì)對S.typhimuriumTA100進行微孔板細胞毒性測試，測定細胞經(jīng)HAAs暴露210分鐘后在595nm處的光密度，即OD的值，定量測定這些HAAs的細胞毒性大小，結(jié)果為：BAADBAACAATBAATCAADCAA。同時對這些物質(zhì)在經(jīng)過細胞毒性因

14、素調(diào)整之后的遺傳毒性比較為：BAADBAADCAACAA，而TBAA和TCAA沒有誘變性。2022年，Plewa等采用CHOAS52為受試細胞，用微孔板實驗測定細胞密度在暴露前后的變化以確定細胞毒性，細胞密度為負對照的50%時的DBPs的濃度%C/為測試指標(biāo)，結(jié)果為：BAADBAACAATBAADCAATCAA，用SCGE實驗確定遺傳毒性，以拖尾率為指標(biāo)，結(jié)果表明：BAACAADBAATBAA，而DCAA和TCAA幾乎沒有遺傳毒性。2022年，Attene-Ramos等對人體小腸上皮細胞FH74進行實驗，除了測定比較了CAA，BAA，IAA的細胞毒性大小為：IAABAACAA；用SCGE測得的

15、遺傳毒性大小為：IAABAACAA；并且進一步合成cDNA，用實時定量PCR分析其基因表達，具體檢測的基因表達功能包括：損傷DNA結(jié)合，DNA修復(fù)，細胞周期調(diào)控和細胞凋亡等。 比較相關(guān)實驗所得結(jié)果，發(fā)現(xiàn)細胞毒性和遺傳毒性之間有一定的相關(guān)性，而對S.typhimurium實驗所得的結(jié)果與選用CHO為受試細胞所得出的結(jié)果無相關(guān)性，表明用S.typhimurium為受試細胞所得的數(shù)據(jù)無法準(zhǔn)確預(yù)測DBPs對哺乳動物細胞產(chǎn)生的毒性效應(yīng)。 3.2含氮消毒副產(chǎn)物毒理學(xué)研究進展 3.2.1HNMs 早期研究表明，THMs對于齲齒類動物具有較強的致癌作用，可以作用于肝臟，大腸和腎臟，產(chǎn)生毒性作用，同時也有胚胎毒

16、性和致畸作用。然而，有研究表明，與THMs對應(yīng)的HNMs的誘變性遠大于THMs，產(chǎn)生的細胞毒性至少10倍于THMs，所采用的方法是將S.typhimuriumTA100菌株與HNMs培育三天之后，測定突變體克隆子的數(shù)量。2022年，Kundu用相同的實驗方法對9種HNMs分別作用于S.typhimuriumTA98,TA100,TA104,TPT100,RSJ100在非代謝活化（-S9）和代謝活化（S9）兩種情況下的誘變能力進行排序，并得出結(jié)果。在非代謝活化時，(TBNMBCNMDBNM)(BNMBDCNM)(TCNMDCNMCNM)；在代謝活化時，(DBNMBCNMTBNM)BNMBDCNM

17、)(DCNMCNMTCNM)，而DBCNM未觀察到細胞毒性。DBCNMBNMTBNMBDCNMBCNMDCNMCNMTCNM，而DNA的遺傳損傷為DBNMBDCNMTBNMTCNMBNMDBCNMBCNMDCNMCNM。在此基礎(chǔ)上，2022年Liviac利用彗星實驗和微核實驗結(jié)合的方法，測定了TCNM和BNM兩種典型的HNMs作用于人類淋巴細胞(lymphocyte)TK6的毒性大小。結(jié)果顯示溴代物的毒性明顯強于氯代物，同時DNA的損傷由氧化作用引起，并且不能轉(zhuǎn)化為永久的遺傳損傷。 3.2.2HANs 最新研究表明，HANs的毒性比同類的含碳消毒副產(chǎn)物例如HAAs要強許多，同時隨著新消毒方式的

18、廣泛應(yīng)用，HANs作為改進的飲用水消毒方式產(chǎn)生的含氮DBPs的一種，其毒理學(xué)效應(yīng)越來越受到人們的重視。 早在1991年，Osgood就對果蠅在HANs作用下的毒性效應(yīng)進行研究，發(fā)現(xiàn)HANs具有誘變性和致癌性，同時發(fā)現(xiàn)DCAN而非DBAN是黑腹果蠅卵母細胞非整倍體的有效誘導(dǎo)物。在1995年，Curieux等對CAN、DCAN、TCAN、BAN、DBAN、BCAN這六種物質(zhì)的毒性進行研究，首先采用SOS顯色反應(yīng)確定了DCAN、DBAN、BCAN三種物質(zhì)對于E.coliPQ37的DNA損傷都存在一定程度的誘導(dǎo)作用，但響應(yīng)值較低，可見SOS方法雖然簡單快速，但其局限性在于對毒物敏感性較弱。其次，Cur

19、ieux對S.typhimurium進行了Ames變異反應(yīng)突變實驗，以觀察顏色的方法定性檢測到CAN、DCAN、TCAN、BAN、BCAN這五種物質(zhì)的誘變性，誘變能力大小排序為：DCANBCANBANTCANCAN，這種方法較敏感，并且十分適于檢測水樣品的誘變性；最后，用微核實驗檢測到所有這六種物質(zhì)均能對Pleurodeleswaltl周邊血液紅細胞的染色體斷裂產(chǎn)生效應(yīng)。 為了選用更合適的模式生物來模擬HANs作用于人體的毒性情況，Muellner采用CHOAS52為模式細胞，運用測試細胞密度變化的慢性毒性分析法和單細胞凝膠電泳兩種方法系統(tǒng)分析了7種HANs作用于CHO的慢性細胞毒性和急性遺傳

20、毒性作用，細胞毒性大小次序為：DBANIANBANBCANDCANCANTCAN；遺傳毒性大小次序為：IANBANDBANBCANCANTCANDCAN。從結(jié)果可以看出細胞毒性和遺傳毒性具有一定的相關(guān)性，并且碘代物的毒性要大于溴代物的毒性大于氯代物的毒性。 3.2.3HAcAms 2022年，Plewa對13種HAcAms作用于CHOAS52的慢性細胞毒性和急性遺傳毒性進行了比較研究，細胞毒性的大小次序為：DIAcAmIAcAmBAcAmTBAcAmBIAcAmDBCAcAmCIAcAmBDCAcAmDBAcAmBCAcAmCAcAmDCAcAmTCAcAm.遺傳毒性的大小次序為：TBAcAm

21、DIAcAmIAcAmBAcAmDBCAcAmBIAcAmBDCAcAmCIAcAmBCAcAmDBAcAmCAcAmTCAcAm.DCAcAm沒有遺傳毒性。同年，Plewa等通過試管哺乳細胞試驗系統(tǒng)分析和對比了THMs、HAAs、HANs、HNMs和HAcAms等鹵代DBPs的慢性細胞毒性和急性遺傳毒性，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，上述鹵代DBPs的細胞毒性由高到低依次為：HAcAmsHNMsHANsHAAsTHMs；遺傳毒性由高到低依次為：HAcAmsHANsHNMsHAAsTHMs?？梢奌AcAms具有更高的致畸和致突變性。 3.2.4NMs 隨著亞硝胺類物質(zhì)在消毒飲用水中的出現(xiàn)，它作用于人體所產(chǎn)生的安全

22、效應(yīng)越來越受到關(guān)注，亞硝胺類物質(zhì)也逐漸被認為是一種致癌物。而在亞硝胺類物質(zhì)當(dāng)中，二甲基亞硝胺（NDMA）是唯一在飲用水中被發(fā)現(xiàn)的化學(xué)物質(zhì)，在九十年代，科學(xué)界關(guān)于亞硝胺類物質(zhì)的所有研究重點幾乎都集中于NDMA的存在和毒理學(xué)效應(yīng)。NDMA最早在加拿大安大略湖消毒飲用水中發(fā)現(xiàn)的濃度為0.3g/L，而最新的測定數(shù)據(jù)顯示，NDMA在飲用水消毒之后的濃度一般不會超過10ng/L。 而有關(guān)NDMA的毒理學(xué)研究，在1996年時，Couratier等就對NDMA作用于神經(jīng)細胞(neuralcells)的急性和慢性毒性作用進行了相應(yīng)的研究，采用了免疫印跡法，并且應(yīng)用熒光顯微鏡觀察殘存神經(jīng)元數(shù)量來表征NDMA毒性大

23、小，研究認為，NDMA的神經(jīng)毒性作用可以導(dǎo)致神經(jīng)元磷酸化和免疫反應(yīng)。1999年，Taniguchi等通過測定大鼠肝臟內(nèi)的谷胱甘肽（GSH）和金屬硫因（MT）在暴露于NDMA一段時間之后含量的變化研究了NDMA對老鼠肝臟的氧化作用。結(jié)果顯示，NDMA重復(fù)施毒所產(chǎn)生的氧化和肝毒素效應(yīng)大于單劑量投藥的效應(yīng)。2022年，一項最新的研究評估了亞硝基二乙胺（NDEA）和亞硝基二甲胺（NDMA）兩種亞硝胺類物質(zhì)作用于lymphocyteTK6的細胞毒性和遺傳毒性作用。此實驗首先測定了細胞暴露于NDMA和NDEA之后的穩(wěn)定度來確定細胞毒性，其次采用單細胞凝膠電泳測定DNA損傷，采用微核實驗來測定染色體斷裂等其

24、他遺傳損傷。結(jié)果表明NDEA和NDMA無論濃度的高低均不體現(xiàn)細胞毒性，而只有在添加了S9之后，NDMA在10mM的高濃度下才能顯示出遺傳毒性，NDEA在5mM濃度時顯示出遺傳毒性。 4消毒副產(chǎn)物的毒理學(xué)研究方法 近三十年來，科學(xué)界對DBPs毒理學(xué)效應(yīng)的研究正在不斷深入，已有的毒理學(xué)研究也運用不同的受試生物和不同的檢測方法闡述并比較了多種DBPs的毒理學(xué)大小。表2對這些毒理學(xué)研究方法進行了總結(jié)概括。 表2DBPs的毒理學(xué)研究方法 物質(zhì) 受試生物 測試方法 測試指標(biāo) 文獻 C-DBPs THMs maleratF-344 口頭暴露 ALT,AST,BUN,CRE,LDH,TPR,SDH,NAG 1

25、5 S.typhimuriumRSJ100 hisG46突變光譜 GCAT 23 CHOAS52 測細胞密度 %C/ 25 單細胞凝膠電泳 拖尾率 HAAs S.typhimuriumTA100 Ames變異反應(yīng)突變實驗 定性觀察顏色 27 E.coliPQ37 SOS顯色實驗 -牛乳糖甘酶和堿性磷酸酶活性 Pleurodeleswaltl 微核實驗 紅細胞微核數(shù) S.typhimuriumTA100 微孔板細胞毒性實驗 OD 28 CHOAS52 測細胞密度 %C/ 29 單細胞凝膠電泳 拖尾率 人小腸上皮細胞FH74 測細胞密度 %C/ 30 單細胞凝膠電泳 拖尾率 RT-PCR DNA結(jié)

26、合、修復(fù)，細胞周期調(diào)控與細胞凋亡 N-DBPs HNMs S.typhimurium 致突變試驗 突變體的數(shù)量 32 CHOAS52 測細胞密度 %C/ 17 單細胞凝膠電泳 拖尾率 lymphocyteTK6 單細胞凝膠電泳 拖尾率 33 微核實驗 微核數(shù)目 HANs E.coliPQ37 SOS顯色實驗 -牛乳糖甘酶和堿性磷酸酶 35 S.typhimuriumTA100 Ames變異反應(yīng)突變實驗 定性觀察顏色 Pleurodeleswaltl 微核實驗 紅細胞微核數(shù) CHOAS52 測細胞密度 %C/ 9 單細胞凝膠電泳 拖尾率 HAcAms CHOAS52 測細胞密度 %C/ 10 單

27、細胞凝膠電泳 拖尾率 NDMA neuralcells 免疫印跡分析 細胞提取物 40 熒光顯微鏡觀察 神經(jīng)細胞 rat 毒物體內(nèi)注射 GSH，MT 41 lymphocyteTK6 單細胞凝膠電泳 拖尾率 42 微核實驗 微核數(shù)目 依據(jù)模式生物選擇上的不斷發(fā)展，毒理學(xué)研究分成以下幾個階段。最早，選用細菌S.typhimurium或Escherichiacoli為模式生物，測定了幾類DBPs的毒性效應(yīng)，常用的幾種測試實驗有SOS顯色反應(yīng)，Ames變異反應(yīng)突變實驗，微核實驗等，用以測定DBPs對于細菌的細胞毒性和基因突變的影響。但是以細菌為模式生物測定DBPs的毒理學(xué)效應(yīng)所得到的數(shù)據(jù)無法準(zhǔn)確預(yù)測

28、DBPs對哺乳動物所產(chǎn)生的毒性效應(yīng)，由于無法為人體的健康風(fēng)險評價提供準(zhǔn)確的理論依據(jù)，應(yīng)用價值大大降低，因此需要選取新的模式生物。 有科學(xué)家選取齲齒類動物大鼠為模式生物，給它們定期染毒，測定毒物在體內(nèi)所引起的毒性效應(yīng)，常用的測試器官有肝臟、大腸、腎臟。也有學(xué)者選取黑腹果蠅來測試卵母細胞中染色體受毒物的影響情況。 隨著DBPs毒性研究的不斷深入，越來越多的學(xué)者選用中國倉鼠卵巢細胞（CHO）為受試細胞，測定了多類DBPs的慢性細胞毒性和急性遺傳毒性。所選用的方法均為細胞密度測試來表征慢性細胞毒性，單細胞凝膠電泳實驗來表征急性遺傳毒性，由于所選用的測試手段和受試細胞相同，所以這些實驗所得出的數(shù)據(jù)可以直

29、接用以比較分析。 然而，為了更好的模擬DBPs作用于人體的健康效應(yīng)，探究DBPs對于人體肝臟、小腸、腎臟的毒性作用，最新的研究較集中于選用人體細胞為受試細胞。 除了在模式生物的選擇上需要不斷改進，實驗方法也開始備受關(guān)注。縱觀以往研究所采用的分析方法，過多集中在Ames實驗，SOS顯色反應(yīng)，一些代表酶類的含量改變分析，微核實驗，細胞密度測定實驗，單細胞凝膠電泳等一些體外測試方法，以及染毒實驗等一些體內(nèi)測試方法。由于這些方法大多比較傳統(tǒng)和陳舊，故選用更加新穎和敏感的測試方法也是今后研究的重要發(fā)展方向。 5展望 （1）對于含鹵原子的飲用水消毒副產(chǎn)物（H-DBPs）的毒性大小的研究，發(fā)現(xiàn)無論是細胞毒性

30、還是遺傳毒性，其總趨勢均為IBrCl。因此為了有效降低DBPs對人體產(chǎn)生的毒性作用，我們必須加強對碘代和溴代的消毒副產(chǎn)物的研究控制。 （2）為了更好地模擬和預(yù)測DBPs作用于人體所引起的健康風(fēng)險，對于DBPs毒性作用的研究在選取模式生物上不斷更新。現(xiàn)今選取較多的受試細胞為CHO，DBPs作用于CHO毒性作用的研究也已經(jīng)形成系統(tǒng)性。建議在今后的研究中可以較多側(cè)重于研究DBPs對人體細胞的毒性影響。 （3）DBPs的毒理學(xué)研究方法較傳統(tǒng)，大多集中于一些基本的體內(nèi)測試和體外測試方法，對于遺傳毒性的影響是基于基因突變、染色體突變和DNA損傷三個層面，而方法也缺乏一定創(chuàng)新性。在今后的研究中可以采用新穎的

31、毒理學(xué)測試方法，從而更好地為癌癥發(fā)生的機理和控制方法提供理論依據(jù)。 參考文獻1KrasnerSW,McGuireMJ,JacangeloJG,etal.Theoccurrenceofdisinfectionby-productsinUSdrinkingwaterJ.JournaloftheAmericanWaterWorksAssociation,1989,4153.2Bethesda.Reportoncarcinogenesisbioassayofchloroform,carcinogenesisprogramR.Nationalcancerinstitute(U.S.).Divisiono

32、fcancercauseandprevention,1976.3伍海輝,高乃云,樂林生,等.高級氧化技術(shù)降解鹵乙酸效果及動力學(xué)研究J.哈爾濱工業(yè)大學(xué)學(xué)報,2022,39(15):19741978.4楚文海,高乃云,DengYang.飲用水新型N-DBPs類別及毒理學(xué)評價J.現(xiàn)代化工,2022,29(2):8689.5KrasnerSW,WeinbergHS,RichardsonSD,etal.OccurrenceofanewgenerationofdisinfectionbyproductsJ.EnvironmentalScienceandTechnology,2022,40(23):7175

33、7185.6LettermanRD.Waterqualityandtreatment.5theditionM.AmericanWaterWorksAssociation,Mcgraw-HillInc,1999:87.7張紹園,姜兆春,王菊思.飲用水消毒副產(chǎn)物控制技術(shù)研究現(xiàn)狀與發(fā)展J.水處理技術(shù),1998,24(1):713.8王楊,田一梅.飲用水消毒技術(shù)現(xiàn)狀及未來發(fā)展J.安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2022,35(5):14711472.9MuellnerMG,WagnerED.Haloacetonitrilesvs.regulatedhaloaceticacids:Arenitrogencontainin

34、gDBPsmoretoxicJ?EnvironmentalScienceandTechnology,2022,41(2):635651.10PlewaMJ,MuellnerMG,RichardsonSD.Occurrence,synthesis,andmammaliancellcytotoxicityandgenotoxicityofhaloacetamides:AnemergingclassofnitrogenousdrinkingwaterdisinfectionbyproductsJ.EnvironmentalScienceandTechnology,2022,42(3),955961.

35、11高超,王啟山,夏海燕.飲用水消毒副產(chǎn)物控制工藝的國內(nèi)外研究動態(tài)J.中國高新技術(shù)企業(yè),2022,(6):9697.12中華人民共和國衛(wèi)生部,GB57492022生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)(2022年版)S.13韓暢,劉紹剛,仇雁翎,等.飲用水消毒副產(chǎn)物分析及相關(guān)研究進展J.環(huán)境保護科學(xué),2022,35(1):1216.14LillyPD,SimmonsJE,andPegramRA.Dose-dependentvehicledifferencesintheacutetoxicityofbromodichloromethaneJ.FundamentalandAppliedToxicology,1994,

36、23(1):132140.15LillyPD,RossTM,PegramRA.Trihalomethanecomparativetoxicity:acuterenalandhepatictoxicityofchloroformandbromodichloromethanefollowingaqueousgavageJ.FundamentalandAppliedToxicology,1997,40(1):101110.16楚文海,高乃云.飲用水含氮消毒副產(chǎn)物鹵化硝基甲烷研究進展J.給水排水,2022,37(7):3236.17PlewaMJ,WagnerED,JazwierskaP,etal.H

37、alonitromethanedrinkingwaterdisinfectionbyproducts:ChemicalcharacterizationandmammaliancellcytotoxicityandgenotoxicityJ.EnvironmentalScienceandTechnology,2022,38(1):6268.18ZhaoYY,BoydJ,HrudeySE,etal.CharacterizationofnewnitrosaminesindrinkingwaterusingliquidchromatographytandemmassspectrometryJ.Envi

38、ronmentalScienceandTechnology,2022,40(24):76367641.19BellarTA,Lichtenberg,JJ,Kroner,RC.TheoccurrenceoforganohalidesinchlorinateddrinkingwatersJ.JournaloftheAmericanWaterWorksAssociation,1974,66(12):703706.20DunnickJK,MelnickRL.Assessmentofthecarcinogenicpotentialofchlorinatedwater:Experimentalstudie

39、sofchlorine,chlo-ramine,andtrihalomethanesJ.NationalCancerInstitute,1993,85(10):817822.21MelnickRL,DunnickJK,SandlerDP,etal.TrihalomethanesandotherenvironmentalfactorsthatcontributetocolorectalcancerJ.EnvironmentalHealthPerspectives,1994,102(6-7):586588.22BlackBD,HarringtonGW,SingerPC.Reducingcancer

40、risksbyimprovingorganiccarbonremovalJ.JournaloftheAmericanWaterWorksAssociation,1996,88(8):4052.23DeMariniDM,SheltonML,WarrenSH,etal.GlutathioneS-transferase-mediatedinductionofGCATtransitionsbyhalomethanesinSalmonellaJ.EnvironmetalandMolecularMutagenesis,1997,30(4):440447.24RegramRA,AndersenME,Warr

41、enSH,etal.GlutathioneS-transferase-mediatedmutagenicityoftrihalomethanesinSalmonellatyphimurium:ContrastingresultswithbromodichloromethaneandchloroformJ.FundamentalandAppliedToxicology,1997,144(1):183188.25RichardsonSD,FasanoF,EllingtonJJ,etal.Occurrenceandmammaliancelltoxicityofiodinateddisinfectio

42、nbyproductsindrinkingwaterJ.EnvironmentalScienceandTechnology,2022,42(22):83308338.26SmithMK,RandallJL,ReadEJ,etal.TeratogenicactivityoftrichloroaceticacidintheratJ.Teratology,1989,40(5):445451.27GillerS,CrieuxFL,ErbF,etal.ComparativegenotoxicityofhalogenatedaceticacidsfoundindrinkingwaterJ.Mutagene

43、sis,1997,12(5):321328.28KargaliogluY,McMillanBJ,MinearRA,etal.Analysisofthecytotoxicityandmutagenicityofdrinkingwaterdisinfectionby-productsinSalmonellatyphimuriumJ.Teratogenesis,Carcinogenesis,andMutagennesis,2022,22(2):113128.29PlewaMJ,KargaliogluY,VankerkD,etal.Mammaliancellcytotoxicityandgenotox

44、icityanalysisofdrinkingwaterdisinfectionby-productsJ.EnvironmentalMolecularMutagenesis,2022,40(2):134142.30Attene-RamosMS,WagnerED,PlewaMJ.ComparativehumancelltoxicogenomicanalysisofmonohaloaceticaciddrinkingwaterdisinfectionbyproductsJ.EnvironmentalScienceandTechnology,2022,44:72067212.31KunduB,Ric

45、hardsonSD,GranvilleCA,etal.ComparativemutagenicityofhalomethanesandhalonitromethanesinSalmonellaTA100:structureactivityanalysisandmutationspectraJ.MutationRearch,2022,554(1-2):335350.32KunduB,RichardsonSD,SwartzPD,etal.MutagenicityinSalmonellaofhalonitromethanes:arecentlyrecognizedclassofdisinfectionby-productsindrinkingwaterJ.MutationResearch,2022,562(1-2):3965.33LiviacD,CreusA,MarcosR.Genotoxicityanalysisoftwohalonitromethanes,anovelgroupofdisinfectionby-products(DBPs),inhumancellstreatedinvitroJ.Environme