魏文哲，羅家怡，趙佳焱，楚文海，董慧峪，周慶，施鵬，潘旸,*

1. 污染控制與資源化國家重點實驗室，南京大學環(huán)境學院，南京210023 2. 污染控制與資源化國家重點實驗室，同濟大學環(huán)境科學與工程學院，上海200092 3. 中國科學院飲用水科學與技術重點實驗室，中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心，北京100085

飲用水消毒被譽為是20世紀公共衛(wèi)生領域的重大進步之一[1]，但消毒劑會與水中的天然有機物(natural organic matter, NOM)以及溴離子等發(fā)生反應生成消毒副產物(disinfection byproducts, DBPs)。自1974年Rook等發(fā)現第一個DBP三氯甲烷(trichloromethane, TCM)以來[2]，至今在飲用水中已有超過700種DBPs被發(fā)現[3]。Wagner和Plewa[4]對100多種DBPs進行了系統(tǒng)的毒理學研究，表明DBPs具有顯著的細胞毒性和遺傳毒性。同時流行病學研究也顯示飲用水DBPs與人類出生缺陷[5-6]以及膀胱癌[7-8]、結腸癌和直腸癌[9-11]等發(fā)生率都存在相關關系。鑒于DBPs表現出的高生物毒性效應和致癌風險，美國國家環(huán)境保護局(US EPA)和世界衛(wèi)生組織(World Health Organization, WHO)分別對其中11種和14種DBPs進行了監(jiān)管[3,12]。

目前發(fā)現的DBPs只占總有機鹵素(total organic halogen, TOX)的30%～50%[13]，表明仍有許多DBPs未探明。最近研究人員在模擬消毒飲用水中鑒定出了許多新型環(huán)狀類DBPs[14-22]，且多為溴代消毒副產物(Br-DBPs)和碘代消毒副產物(I-DBPs)，以往研究表明，環(huán)狀DBPs比鏈狀DBPs、I-DBPs和Br-DBPs往往比氯代消毒副產物(Cl-DBPs)具有更高的細胞毒性、遺傳毒性、發(fā)育毒性以及生長抑制作用[4,23-25]，此外，新型環(huán)狀DBPs也會部分降解為受監(jiān)管的鏈狀DBPs[17-18,21,26-27]，因此對飲用水水質的影響不容忽視。

1 新型環(huán)狀消毒副產物的鑒定及暴露水平(Identification and exposure levels of new cyclic disinfection byproducts)

1.1 新型環(huán)狀消毒副產物的鑒定

目前在模擬消毒飲用水中檢測到的新型環(huán)狀DBPs主要為鹵代苯酚類和鹵代苯醌類，表1匯總了近年來新型環(huán)狀DBPs的鑒定情況。2010年Pan等[28]在模擬氯胺消毒飲用水中鑒定了6種新型碘代苯酚類DBPs，包括3-碘-4-羥基苯甲酸(3-I-4-HB)、3,5-二碘-4-羥基苯甲醛(3,5-DI-4-HBA)、3,5-二碘水楊醛(3,5-DI-2-HBA)、3,5-二碘水楊酸(3,5-DI-2-HB)、2,6-二碘-4-硝基苯酚(2,6-DI-4-NP)和2,4,6-三碘苯酚(2,4,6-TIP)。2011年Zhai和Zhang[14]運用超高效液相色譜/電噴霧電離-三重四極桿質譜前驅體離子掃描技術在模擬氯化消毒飲用水中發(fā)現了2,4,6-三溴苯酚(2,4,6-TBP)以及3,5-二溴-4-羥基苯甲酸(3,5-DB-4-HB)，隨后幾十種新的鹵代苯酚類DBPs陸續(xù)在模擬消毒飲用水中被鑒定出[15-16,18-19]。苯酚以及鹵代苯酚類物質是消毒過程中形成鹵代苯醌類物質重要的前驅體[29-30]，2010年首次在消毒后的飲用水中檢測到2,6-二氯-1,4-苯醌(2,6-DCBQ)[20]，同年2,6-二氯-3-甲基-1,4-苯醌(2,6-DCMBQ)、2,3,6-三氯-1,4-苯醌(2,3,6-TCBQ)和2,6-二溴-1,4-苯醌(2,6-DBBQ)也在飲用水中被檢測到[22]。直至今日，仍有許多新型環(huán)狀DBPs不斷被鑒定出，2020年Hu等[17]鑒定出3種新的碘代苯醌類DBPs，分別是2,6-二碘-1,4-苯醌(2,6-DIBQ)、2-氯-6-碘-1,4-苯醌(2,6-CIBQ)和2-溴-6-碘-1,4-苯醌(2,6-BIBQ)，這是首次在模擬氯胺消毒的飲用水中檢測到碘代苯醌類DBPs，而I-DBPs往往具有更高的毒性效應[23-24]。近期氯苯乙腈類DBPs和鹵代氨基酸類DBPs也被鑒定出[31-33]。

1.2 飲用水中新型環(huán)狀消毒副產物的暴露水平

表2匯總了近10年來國內外各地實際飲用水樣中新型環(huán)狀DBPs檢出量水平。研究者分別于2010年[22]、2012年[30]和2014[34]在美國和加拿大的多處飲用水廠中檢測到2,6-DCBQ、2,6-DCMBQ、2,3,6-TCBQ和2,6-DBBQ這4種鹵代苯醌，濃度范圍分別為nd～274 ng·L-1、nd～6.5 ng·L-1、nd～20 ng·L-1和nd～37.9 ng·L-1，2020年Hu等[17]在中國上海和南京的12處龍頭水樣品中檢測到了2,6-DCBQ(4.0～41.2 ng·L-1)和2,6-DBBQ(0.8～4.9 ng·L-1)，此外還首次檢測到了2,6-DIBQ和2,6-CIBQ這2種碘代苯醌類DBPs，濃度分別為0.4～1.8 ng·L-1和0.7～1.3 ng·L-1，實際飲用水樣中檢出的苯醌類DBPs主要以2,6-DCBQ為主，溴代和碘代苯醌類DBPs含量較少。此外苯醌類DBPs也在泳池水樣中被檢出，其中2,6-DCBQ濃度高達299 ng·L-1，是其進水濃度的100倍[35]。

Pan等[28]在中國長三角地區(qū)9個城市的水源水和龍頭水樣品中檢測到了4種新型環(huán)狀DBPs，分別是2,6-DI-4-NP(0.17～3.9 ng·L-1)、3,5-DI-4-HBA(nd～0.67 ng·L-1)、2,4,6-TIP(nd～0.43 ng·L-1)和2,4-二碘6-硝基苯酚(2,4-DI-6-NP, 0.12～24 ng·L-1)，硝基苯酚類DBPs普遍檢出可能是由于長江水源水中溶解性有機氮濃度較高。在另一項針對中國東部(長三角以及太湖流域)8個城市的水源水和龍頭水調查中檢測到12種新型環(huán)狀DBPs，其中2,4,6-三氯苯酚(2,4,6-TCP)的檢出濃度最高，達到了215.0 ng·L-1[18]。Zhang等[36]在對深圳的飲用水廠進行調查時檢測到12種新型環(huán)狀DBPs，其中2,6-二氯-4-硝基苯酚(2,6-DC-4-NP)、2,6-二溴-4-硝基苯酚(2,6-DB-4-NP)和2-溴-4-氯-6-硝基苯酚(2-Br-4-Cl-6-NP)首次在實際氯化飲用水中檢測到，單個DBP濃度范圍為4.9～8.3 ng·L-1。

2 新型環(huán)狀消毒副產物的生物毒性(Toxicity of new cyclic disinfection byproducts)

2.1 新型環(huán)狀消毒副產物的細胞毒性和遺傳毒性

鹵代苯醌類DBPs的細胞毒性遠高于鹵代甲烷、鹵乙醛、鹵代硝基甲烷和亞硝胺類DBPs[4]。Hung等[37]用人結腸細胞(CCD841CoN)和人肝癌細胞(Hep G2)評價了2,6-DCBQ的急性毒性，半數抑制濃度(IC50)分別為472 μmol·L-1和557 μmol·L-1，即2,6-DCBQ暴露1 h的急性細胞毒性與很多鏈狀DBPs的慢性細胞毒性(72 h)相當甚至更強[4]。Du等[38]用膀胱癌細胞(T24)對2,6-DCBQ、2,6-DCMBQ、2,3,6-TCBQ和2,6-DBBQ進行24 h暴露的細胞毒性實驗，MTS細胞活力檢測顯示IC50值分別為95、110、151和142 μmol·L-1，2,6-DCBQ顯示出最大的細胞毒性。此外，乳酸脫氫酶法(LDH)檢測顯示加入抗氧化劑N-乙酰-L-半胱氨酸(NAC)后細胞毒性明顯降低，表明暴露于苯醌類DBPs后使細胞內產生活性氧(reactive oxygen species, ROS)，支持氧化應激(oxidative stress, OS)是苯醌類DBPs產生細胞毒性的作用機制，用中性紅攝取法(NRU)和實時細胞-微電子傳感細胞毒性實驗法(RT-CES)測得2,6-DCBQ、2,6-DCMBQ、2,3,6-TCBQ和2,6-DBBQ的IC50分別為11.4、148、113和45.7 μmol·L-1和1.9、58.7、95.6和21.4 μmol·L-1[39]，盡管存在著測定方法上的差異，但均顯示2,6-DCBQ的細胞毒性最大。

異構體和鹵素取代基類型會顯著影響細胞毒性大小。Li等[40]用RT-CES法評價了中國倉鼠卵巢細胞(CHO-K1)分別暴露于2,5-二氯-1,4-苯醌(2,5-DCBQ)和2,6-DCBQ不同時間段的細胞毒性，2,5-DCBQ的細胞毒性均明顯強于2,6-DCBQ的細胞毒性。此外，鹵素取代基類型也會影響細胞毒性，暴露24 h后，細胞毒性大小為2,3-二碘-1,4苯醌(2,3-DIBQ)>2,6-DBBQ>2,6-DCBQ，類似的結論在Hep G2細胞中也得到了證實[17]。這一趨勢與已報道的其他DBPs的細胞毒性是一致的，如鹵乙酸類DBPs中碘乙酸(IAA)>溴乙酸(BAA)>氯乙酸(CAA)[41-42]。

鹵代苯酚類物質也是近期新檢出的一類新型環(huán)狀DBPs。Vlastos等[43]研究了2-氯苯酚(2-CP)對海洋細菌費舍爾弧菌的發(fā)光抑制效果，IC50為(16±1.0) μg·mL-1，根據歐洲立法建立的毒性分類，2-CP被歸類為對水生生物有害的化合物。Chen等[44]用發(fā)光青?；【鶴67評價了7種鹵代苯酚類DBPs的急性毒性，毒性大小為2,5-二溴對苯二酚(2,5-dibromohydroquinone, 2,5-DBHQ)>2,4-二溴苯酚(2,4-DBP)>4-溴-2-氯苯酚(2-Cl-4-BP)>2,6-DB-4-NP>2,6-DC-4-NP>2-溴-4-氯苯酚(2-Br-4-CP)>4-溴苯酚(4-BP)，混合物效應研究表明7種鹵代苯酚類DBPs之間毒性協(xié)同作用的概率隨著其濃度水平的升高而升高，在啶脲和鎘的混合物毒性研究中也觀察到此現象[45]。

表2 國內外地區(qū)飲用水中部分新型環(huán)狀消毒副產物濃度水平Table 2 Concentration levels of new cyclic DBPs in drinking water in some areas at home and abroad

鹵素取代基數量和類型同樣會影響芳香族DBPs細胞毒性大小，Zhang等[46]用CHO-K1細胞測得4-BP和2,4-DBP的IC50分別為30.8 μmol·L-1和10.9 μmol·L-1，表明鹵素取代基越多細胞毒性越大。Liberatore等[47]用CHO-K1細胞測試了2-碘苯酚(2-IP)、4-碘苯酚(4-IP)和2,4,6-TIP的細胞毒性，IC50分別為601、216和43.7 μmol·L-1，同樣符合多鹵代化合物毒性高于單鹵代化合物的規(guī)律。Zhang等[36]更加全面地測定了15種新型環(huán)狀DBPs的CHO-K1細胞毒性，毒性順序為2,6-DB-4-NP>2,6-DC-4-NP>2-Br-4-Cl-6-NP>2,4,6-TBP>3,5-二溴-4-羥基苯甲醛(3,5-DB-4-HBA)>2,6-二溴-4-氯苯酚(2,6-DB-4-CP)>2,6-二氯-4-溴苯酚(2,6-DC-4-BP)>3,5-二溴-2-羥基苯甲酸(3,5-DB-2-HB)>3-溴-5-氯-4-羥基苯甲醛(3-Br-5-Cl-4-HBA)>2,4,6-TCP>3,5-二氯-4-羥基苯甲醛(3,5-DC-4-HBA)>3-溴-5-氯-2-羥基苯甲酸(3-Br-5-Cl-2-HB)>3,5-二氯-2-羥基苯甲酸(3,5-DC-2-HB)>3,5-DB-4-HB>3,5-二氯-4-羥基苯甲酸(3,5-DC-4-HB)，毒性規(guī)律為鹵代硝基苯酚>鹵代苯酚>鹵代苯甲醛>鹵代苯甲酸，I-DBPs>Br-DBPs>Cl-DBPs，含氮DBPs>不含氮DBPs。類似的規(guī)律在Hep G2細胞毒性實驗中也得到了證實[16,26]。

遺傳毒性是評估外源化合物、輻射等對生物體遺傳相關過程產生有害作用的重要指標。Zuo等[48]測定了2,6-DCBQ和5種常規(guī)DBPs對線蟲的遺傳毒性，結果顯示，暴露于300～500 μmol·L-1的2,6-DCBQ中可引起線蟲DNA顯著損傷，同等濃度的N-亞硝基二甲胺、三氯乙酸、二溴乙酸、二氯乙酸和一溴乙酸均對線蟲的DNA沒有影響，當N-亞硝基二甲胺濃度增加到25 mmol·mL-1時才對線蟲造成明顯的DNA損傷。Vlastos等[43]的研究表明，2-CP會顯著增加鯽魚外周紅細胞和人淋巴細胞的微核率，引起DNA損傷。這是第一次在較低濃度下(16 μg·mL-1)觀測到2-CP對人體細胞的遺傳效應，以往的研究雖證實了人牙齦成纖維細胞暴露于2-CP后DNA斷裂的可能性，但暴露濃度較高，達到了0.5 mg·mL-1[49]。Yin等[50]發(fā)現斑馬魚肝臟基因組p53在連續(xù)10 d暴露于5 μg·L-1的2,4,6-TCP時基因點突變增加，表現出較強的遺傳毒性，提示2,4,6-TCP可能通過誘導基因點突變而導致癌癥的發(fā)生。類似的遺傳毒性效應在中國倉鼠V79細胞中也被觀察到[51]，WHO已將2,4,6-TCP歸類為B2，即疑似具有致癌特性的化合物[52]。

Du等[38]用T24細胞研究了飲用水中4種典型的鹵代苯醌類DBPs的遺傳毒性，發(fā)現均能夠誘導8-羥基脫氧鳥苷(8-OHdG)的產生，大小順序為2,6-DCMBQ>2,6-DCBQ>2,6-DBBQ>2,3,6-TCBQ，其中2,6-DCMBQ誘導產生的8-OHdG約為對照組的10倍，8-OHdG作為一種重要且最豐富的氧化損傷形式，可導致基因組DNA的點突變[53]。暴露時間對物質誘導遺傳毒性的大小具有顯著影響[40]，CHO-K1細胞暴露在8種鹵代苯醌類DBPs約12 h和24 h后，8-OHdG的產生量和p53基因的表達水平均有顯著差異。暴露12 h后僅2,5-二溴-1,4-苯醌(2,5-DBBQ)和2-氯-1,4-苯醌(2-CBQ)誘導CHO-K1細胞產生8-OHdG，2,5-DBBQ和2,3-DIBQ增加了p53基因的表達，其他鹵代苯醌與對照組相比均無顯著差異；暴露24 h后CHO-K1細胞內8-OHdG產生的水平大小為2,6-DCBQ>2,3,6-TCBQ>2,6-DBBQ≥2,5-DBBQ>2-CBQ≈2,3-DIBQ≈2,3,5,6-四氯-1,4-苯醌(2,3,5,6-TCBQ)≈2,5-DCBQ，此時2,5-DBBQ、2,3-DIBQ、2,6-DCBQ和2,5-DCBQ均能夠增加p53基因的表達，一旦p53基因被激活，p53蛋白將進一步調節(jié)細胞周期停滯、凋亡或衰老[54-55]。對異構體進行分析發(fā)現相對于2,5-二鹵代苯醌，2,6-二鹵代苯醌能夠誘導細胞產生更多的8-OHdG，但誘導產生的p53蛋白含量卻相對較少。

研究人員對DBPs的致毒機理進行了許多探討，其中氧化應激被視為一種重要的細胞損傷機理途徑[56-57]。細胞內ROS的含量水平在一定程度上可以反映氧化應激的程度。Hung等[37]測定了2,6-DCBQ暴露下CCD841CoN細胞和Hep G2細胞內ROS水平，根據熒光素酶強度與細胞內ROS水平成正相關的關系[58]，結果表明暴露于不同濃度的2,6-DCBQ溶液24 h后細胞內ROS含量比暴露1 h后相對降低了60%，說明細胞內存在抗氧化酶系統(tǒng)抵御2,6-DCBQ誘導的氧化應激反應，這一結論在其他研究中也被證實[59-61]。Lou等[62]研究了2,6-DCBQ和典型的茶多酚如表沒食子兒茶素沒食子酸酯((-)-epigallocatechin gallate, EGCG)以不同比例混合后對Hep G2細胞毒性和氧化應激的影響，結果表明，當2,6-DCBQ濃度固定在50 μmol·L-1時，EGCG濃度從0 μmol·L-1增加到50 μmol·L-1后，Hep G2細胞的存活率從20.0%提高到了65.2%，通過測定不同比例的2,6-DCBQ和EGCG混合后的ROS產生量發(fā)現，隨著EGCG濃度的增加，Hep G2細胞內ROS產生量越來越少，EGCG濃度從0 μmol·L-1增加到50 μmol·L-1后ROS產生量減少了86.6%，表明產生ROS是細胞內的一種致毒途徑，而EGCG可以清除細胞內產生的ROS，降低物質引起的細胞毒性，提高細胞存活率。異構體和鹵素取代類型對物質誘導產生ROS也具有一定影響，CHO-K1細胞暴露于8種鹵代苯醌后細胞內產生ROS的水平為2,3-DIBQ>2,5-DBBQ>2,3,5,6-TCBQ≥2,5-DCBQ>2-CBQ>2,6-DBBQ>2,3,6-TCBQ>2,6-DCBQ，其中2,3-DIBQ誘導產生的ROS水平為2,6-DCBQ的2.9倍，異構體方面2,5-DBBQ和2,5-DCBQ誘導細胞產生的ROS與2,6-DBBQ和2,6-DCBQ的比值分別為1.4和2.1，此外鹵素取代基類型也會顯著影響ROS生成水平，2,3-DIBQ誘導細胞內產生的ROS水平分別是2,5-DBBQ、2,5-DCBQ、2,6-DBBQ和2,6-DCBQ的1.2倍、1.4倍、1.7倍和2.9倍。這一順序基本與細胞毒性順序類似(2,3-DIBQ≥2-CBQ>2,5-DBBQ>2,3,5,6-TCBQ≈2,5-DCBQ≥2,6-DBBQ>2,6-DCBQ≥2,3,6-TCBQ)，說明氧化應激反應是導致細胞毒性的重要機制之一[40]。

外源性物質與抗氧化酶系統(tǒng)的相互作用也被證實為是致毒機理之一。研究表明鹵代苯醌類DBPs處理T24細胞可以顯著降低細胞內谷胱甘肽(GSH)水平，且GSH降低的水平與鹵代苯醌濃度呈正相關，當細胞內GSH被GSH抑制劑丁硫氨酸亞砜亞胺抑制活性時，鹵代苯醌的IC50相對降低了30%～80%[63]。此外在處理細胞之前向培養(yǎng)基中添加10 mmol·L-1GSH可以顯著降低鹵代苯醌類DBPs誘導的細胞毒性，超高效液相色譜-高分辨率質譜和電子順磁共振波譜研究顯示鹵代苯醌類DBPs可以與GSH直接結合形成各種谷胱甘肽結合物，進一步降低細胞內GSH含量[64]。同時，與GSH相關的抗氧化酶活性也被鹵代苯醌類DBPs改變，研究顯示T24細胞暴露于鹵代苯醌類DBPs后，細胞內谷胱甘肽S-轉移酶(GST)活性顯著提高，谷胱甘肽過氧化物酶(GPx)活性未改變或稍有降低[63]，在MCF-7細胞中有類似的結論[65]。Zhang等[36]通過分子對接和定量構效關系(quantitative structure-activity relationship, QSAR)建模發(fā)現15種鹵代芳香族DBPs與過氧化氫酶(CAT)的結合力大小被納入到擬合預測方程當中，而CAT又是抗氧化酶系統(tǒng)中很重要的一類酶，能夠發(fā)揮抵御ROS的作用。

外源性物質也會改變相關基因表達，Li等[66]證實了人尿路上皮細胞(SV-Huc-1)暴露于鹵代苯醌類DBPs后會導致細胞中與氧化信號通路相關的44個基因發(fā)生改變，暴露2 h后，9～28個基因表達量改變；暴露8 h后，29～31個基因發(fā)生應激誘導的改變，對鹵代苯醌類DBPs暴露作出反應的其他典型途徑包括GSH氧化還原、超氧自由基降解和異源代謝信號等。鹵代苯醌類DBPs和鹵代苯酚類DBPs誘導細胞產生的氧化應激效應以及DNA損傷和與抗氧化酶系統(tǒng)之間的反應等與細胞毒性和遺傳毒性息息相關，類似的致毒機理表明細胞毒性和遺傳毒性之間具有一定的相關性[67]。

2.2 內分泌干擾效應

內分泌干擾物質(endocrine disrupting chemicals, EDCs)能夠通過模擬或者抑制內源性激素的作用，干擾內源性激素的生成或者活性[68]。核受體家族一般分為6大類[69]，其中研究較多的為雌激素、雄激素和甲狀腺激素，它們是整個內分泌系統(tǒng)中最重要的幾類激素，對人的健康發(fā)育有著重要影響。外源性物質一般通過受體介導途徑和非受體介導途徑來干擾生物體正常的運轉[69-71]。

Ezechiá?等[72]用2種酵母報告基因實驗測定了2,4,6-TBP的雌激素效應和雄激素效應，使用熒光素酶報告基因法獲得的抗雌激素IC50值為14.1 μmol·L-1，抗雄激素IC50值為3.9 μmol·L-1；用β-半乳糖苷酶報告基因法獲得的抗雌激素IC50值為9.2 μmol·L-1，表明2,4,6-TBP能與雌、雄激素受體的活性部位相結合，表現出相應的雌雄激素效應。類似的結論在人成骨細胞(U2OS)中也有體現。Hamers等[73]用AR-CALUX實驗測得2,4,6-TBP抗雄激素IC50>15 μmol·L-1，抗雌IC50為8.3 μmol·L-1，所得同一物質的雌雄激素效應有所差別是由于不同報告基因實驗本身之間的靈敏度和實驗條件具有差異[74]。2,4,6-TBP在體內實驗中也表現出較強的內分泌干擾效應，斑馬魚胚胎長期暴露于2,4,6-TBP溶液中會改變其類固醇合成基因的表達，導致性激素水平失衡以及雌性生殖力下降，增加后代畸形魚的概率，降低存活率[75]。Olsen等[76]用人乳腺癌細胞(MCF-7)研究了4-BP、2,4-DBP和2,4,6-TBP的雌激素活性，三者都會與雌激素受體結合，但2,4,6-TBP僅在1 μmol·L-1濃度時取代43%的放射性標記的雌激素，且細胞增殖實驗結果表明4-BP和2,4-DBP明顯抑制雌二醇誘導的細胞生長，雌激素效應的結果并不遵循細胞毒性中多鹵代取代毒性較大的規(guī)律，這揭示了內分泌干擾效應與細胞毒性之間完全不同的內在機理。Holmes等[77-78]用激素受體競爭結合實驗評價了21種DBPs與雌激素受體和雄激素受體的結合能力，其中2,4,6-TCP和2-CP以及3,4,5,6-四氯-1,2-苯醌具有較弱的雄激素受體結合能力，2,4,6-TCP和3,4,5,6-四氯-1,2-苯醌以及2,6-DCBQ具有較弱的雌激素受體結合能力，二元混合物研究表明3,4,5,6-四氯-1,2-苯醌與4-正壬基酚具有一定的拮抗作用，而2,4,6-TCP和2-CP與4-正壬基酚具有一定的協(xié)同作用，這提醒我們應當注意實際水樣中DBPs的混合毒性效應。

Yang等[79]采用競爭性熒光置換法測定了17種鹵代芳香族DBPs與人轉甲狀腺素載體蛋白(hTTR)的結合能力和作用機理，結合力大小為2,4,6-三鹵苯酚>2,6-二鹵-4-硝基苯酚>3,5-二鹵-4-羥基苯甲醛>3,5-二鹵-4-羥基苯甲酸≈鹵代水楊酸，結合力最大的2,4,6-TIP的logRP(陽性對照物質與測試物質的IC50比值的對數)為0.421，結合力最小的5-溴水楊酸(5-Br-2-HB)的logRP為-3左右。除了2,4,6-TIP外，2,4,6-TBP和2,6-DB-4-NP的logRP均>0，表明這3種物質與hTTR結合的能力比陽性對照物質更強，對人體甲狀腺系統(tǒng)有很強的干擾能力。Kollitz等[80]測定了2,4,6-TCP、2,4,6-TBP和2,4,6-TIP對人和斑馬魚甲狀腺受體的影響，結果顯示三鹵苯酚類DBPs對人甲狀腺受體親和力隨著鹵素分子量和原子半徑的增加而增加，2,4,6-TCP、2,4,6-TBP和2,4,6-TIP的親和力常數分別為56、30.6和1.6 μmol·L-1，但其對斑馬魚的甲狀腺受體親和力大小并不遵循此規(guī)律，2,4,6-TCP、2,4,6-TBP和2,4,6-TIP的親和力常數分別為13.68、31.28和2.68 μmol·L-1，可能與物種間的差異以及配體結合區(qū)內氨基酸的差異有關。其他研究也證實了2,4,6-TBP和2,4,6-TIP具有較強的甲狀腺激素效應，嚴重影響人甲狀腺系統(tǒng)的正常運轉[73,81-83]。另外Xi等[84]測定了10種鹵代苯甲酸對hTTR的親和力大小，發(fā)現鹵代苯甲酸為中等或弱hTTR結合劑，表明與鹵代苯酚類DBPs結構相似的鹵代苯甲酸類物質也是一種潛在的hTTR結合劑。

除上述3種激素效應之外，研究人員們還對新型環(huán)狀DBPs的其他內分泌干擾效應進行了一定的探索。研究表明，2,4,6-TBP具有一定的孕激素(PR)拮抗劑效應，其IC50>15 μmol·L-1[73]，能夠抑制雌二醇的生成和代謝，干擾內分泌細胞鈣離子信號轉導[85]，從非受體途徑上對雌激素產生干擾。Li等[86]用酵母法研究了雙酚A及其部分衍生物對人維甲酸X受體的激動性和拮抗性，結果表明雙酚A及其衍生物對人維甲酸X受體沒有激動性，但具有較強的拮抗性，其中2,4,6-TCP和雙酚A的IC20分別為0.22 mg·L-1和17.45 mg·L-1，2,4,6-TCP對人維甲酸X受體的拮抗活性是其母體化合物雙酚A的79.32倍?；谌肆?、物力以及財力的有限性，研究人員不可能對所有物質的所有內分泌干擾效應都做出一定的實驗研究，基于此種情況分子對接技術逐漸在研究DBPs的內分泌干擾效應領域上發(fā)展起來。

2.3 其他毒性效應

發(fā)育毒性是評估子代在發(fā)育成長過程中出現的各種異?，F象的毒理學指標。研究表明非揮發(fā)性DBPs通常具有比揮發(fā)性DBPs更高的發(fā)育毒性。研究人員故意制備“濃縮”的模擬飲用水樣品，含有足夠濃度的揮發(fā)性和非揮發(fā)性DBPs，對其中一份樣品進行氮吹處理以消除揮發(fā)性DBPs，另一份樣品不進行處理，結果顯示發(fā)育毒性指數并無顯著差異，說明揮發(fā)性DBPs對發(fā)育毒性的貢獻可忽略不計，合理的解釋為非揮發(fā)性DBPs特別是芳香族類DBPs可能是發(fā)育毒性的主要貢獻者[89]。Liu等[90]對自來水樣品進行了煮沸實驗，發(fā)現沸騰5 min后水樣發(fā)育毒性較之前下降了50%以上，對自來水樣品中DBPs成分進行分析發(fā)現在自來水沸騰過程中許多環(huán)狀DBPs會發(fā)生脫羧和水解反應進而轉化成常規(guī)鏈狀DBPs，這一過程也被其他研究人員所證實[91]，環(huán)狀DBPs的含量與發(fā)育毒性呈正相關關系，側面證實了其具有較高的發(fā)育毒性。目前，此類新型環(huán)狀DBPs的發(fā)育毒性也已被直接證實。Yang和Zhang[92]利用海洋中的一種多毛類動物對多種鹵代芳香族DBPs進行發(fā)育毒性的測試，結果顯示鹵代芳香族DBPs發(fā)育毒性大小為2,6-DI-4-NP>2,4,6-TIP>4-溴-2-氯苯酚(4-Br-2-CP)>4-BP>2,4-DBP>2,6-DB-4-NP>2-Br-4-CP>2,6-DC-4-NP>2,4-二氯苯酚(2,4-DCP)>2,4,6-TBP>3,5-DB-4-HBA>溴仿>2,4,6-TCP>2,6-二溴苯酚(2,6-DBP)>2,6-二氯苯酚(2,6-DCP)>碘乙酸>三溴乙酸>溴乙酸，表明鹵代芳香族DBPs具有比鏈狀DBPs更高的發(fā)育毒性，I-DBPs比Br-DBPs的發(fā)育毒性大，而Br-DBPs又比Cl-DBPs的發(fā)育毒性大，含氮DBPs比不含氮DBPs發(fā)育毒性大，這與細胞毒性的規(guī)律基本一致。類似的結論在研究環(huán)狀I-DBPs的發(fā)育毒性中也得到體現，其中2,6-DI-4-NP和2,4,6-TIP的發(fā)育毒性比二碘乙酸、氯碘乙酸和碘乙酸高3個數量級[93]。斑馬魚胚胎作為研究發(fā)育毒性的一種常見受試生物，Wang等[94]的研究表明，暴露于0.5～10 μmol·L-1的鹵代苯醌和0.5～5 mmol·L-1的鹵乙酸120 h后，斑馬魚胚胎發(fā)生明顯的發(fā)育畸形，包括氣囊充氣失敗、心臟畸形和脊柱彎曲等，發(fā)育毒性大小為2,5-DCBQ>2,5-DBBQ>2,6-DCBQ>2,3,5,6-TBBQ>2,3,5,6-TCBQ>碘乙酸>二溴乙酸>二氯乙酸，苯醌類DBPs的發(fā)育毒性遠遠大于鏈狀DBPs。

生長抑制作用一般指外源性物質對藻類植物的生長毒害作用。Liu和Zhang[95]通過測定葉綠素a的濃度確定了20種鹵代芳香族DBPs和5種鹵乙酸對自養(yǎng)型海洋藻Tetraselmismarina的生長抑制作用，其大小為2,4,6-TIP>3,5-DI-4-HBA>2,4,6-TBP>2,6-DI-4-NP>2,4-DBP>4-Br-2-CP>4-IP>3,5-DB-4-HBA)>2-Br-4-CP>2,4,6-TCP>4-BP>2,4-DCP>2,6-DB-4-NP>4-氯苯酚(4-CP)>2,6-DC-4-NP>2,6-DBP>3,5-DC-4-HBA>碘乙酸>2,6-DCP>5-氯水楊酸(5-Br-2-HB)>三溴乙酸>溴乙酸>5-Cl-2-HB>氯乙酸，其中2,4,6-TIP、碘乙酸、溴乙酸和氯乙酸的半數效應濃度(EC50)分別為2.87、2 190、7 560和40 900 μmol·L-1，表明鹵代芳香族DBPs對藻類的生長抑制作用遠遠大于常規(guī)鹵乙酸類DBPs。

Xie等[96]報道了2,4,6-TCP、2,4,6-TBP和2,4,6-TIP對巨噬細胞的免疫毒性和免疫調節(jié)作用，細胞毒性大小為2,4,6-TIP>2,4,6-TBP>2,4,6-TCP，但對巨噬細胞極化表現出不同的偏好，200 μmol·L-1的2,4,6-TIP顯著誘導巨噬細胞M2顯性極化，200 μmol·L-1的2,4,6-TCP顯著誘導巨噬細胞M1顯性極化，而2,4,6-TBP誘導巨噬細胞M1和M2極化的能力中等。由于M1和M2巨噬細胞分別促進炎癥反應和抗炎癥反應，從而表明3種DBPs可能導致不同的免疫毒性和疾病類型。Zuo等[48]測定了2,6-DCBQ和5種常規(guī)鏈狀DBPs對秀麗線蟲的致死率、呼吸速率和DNA損傷的影響。暴露24 h后對線蟲的致死率大小為2,6-DCBQ>二溴乙酸>三氯乙酸>二氯乙酸，半數致死濃度(LC50)分別為328、1 220、1 430和1 720 μmol·L-1，N-亞硝基二甲胺對線蟲致死率沒有顯著的影響，LC50>50 000 μmol·L-1。所有測試的化合物質都能導致線蟲呼吸速率的降低，大小順序與線蟲致死率保持一致。對線蟲DNA損傷進行分析發(fā)現只有當暴露于300～500 μmol·L-1的2,6-DCBQ時可對線蟲DNA造成損傷，表明苯醌類DBPs具有較高的生物毒性和體內遺傳效應，遺傳毒性會增加潛在的患癌風險，研究也表明苯醌類物質是一種潛在的致癌物[30,97]。

新型環(huán)狀DBPs因較高的生物毒性效應越來越受到人們的廣泛關注，表3總結了近年來此類新型環(huán)狀DBPs的上述各類生物毒性效應研究。

3 QSAR建模在新型環(huán)狀消毒副產物毒性效應方面的應用(Application of QSAR in the toxic effects of new cyclic disinfection byproducts)

隨著飲用水中鑒定的DBPs數量激增以及相關的經濟和人力負擔，研究人員最近開始運用QSAR模型來模擬及預測DBPs的形成、控制、去除和毒性效應[98]。QSAR通常通過數據收集、選取分子描述符、算法選擇以及模型驗證4個步驟來進行建模，而QSAR建模技術的使用基于2個原則：(1)結構相似的化合物在相似的環(huán)境條件下會表現出相似的特性；(2)化合物之間的行為差異與其結構和組成有關，這與飲用水中新型環(huán)狀消毒副產物具有類似結構的特性相契合。使用QSAR建模將結構和活性聯(lián)系起來的概念在100多年前已提出，隨后在醫(yī)學和生物學領域研究中得到了廣泛的應用[98]。DBPs與QSAR的整合研究發(fā)生在1991年，Tuppurainen等[99]開發(fā)了第一個專門針對DBPs毒性的QSAR模型。

表3 新型環(huán)狀消毒副產物的生物毒性Table 3 Biological toxicity of new cyclic DBPs

4 結論和展望(Conclusion and outlook)

飲用水中出現的新型環(huán)狀DBPs，濃度水平多在ng·L-1，但通常具有比常規(guī)鏈狀DBPs更高的生物毒性。目前對于新型環(huán)狀DBPs的毒性研究還主要局限在體外實驗，缺乏有效的體內實驗數據和相應的人群資料以及多種新型環(huán)狀DBPs混合存在時的毒性效應研究，同時QSAR建模多停留在理論層面，缺乏相應實驗數據佐證。因此，未來針對新型環(huán)狀DBPs的重要研究方向為建立多種體外毒性和體內毒性的綜合毒性數據庫，結合QSAR建模健全不同毒性效應的致毒機理，并探究新型環(huán)狀DBPs在飲用水中的前體物轉化和生成控制原理等。