新型含氮消毒副产物的生成机制及毒性研究进展

翟家欣，张欣然，杨欣

中山大学环境科学与工程学院，广州 510006

消毒是水处理过程中必不可少的环节，对预防介水传染性疾病传播起到了非常关键的作用。但是消毒剂往往具有较强的氧化性，在消毒过程中可能与水中的天然有机质、人工合成化学品或溴离子等反应产生消毒副产物(DBPs)。消毒副产物的研究源于20世纪70年代中期，人们首次在氯化消毒后的水中发现了三卤甲烷(THMs)[1]。随后三氯甲烷(TCM)被证实对啮齿类动物具有致癌性，这使得DBPs逐渐得到关注。20世纪80年代，卤乙酸(HAAs)和卤乙腈(HANs)等氯化消毒副产物被相继检出[2-3]。已有超过600种DBPs被发现，目前科学家对80余种DBPs的生成机制、毒性和致癌性开展研究[4]。但是，以往研究主要集中于THMs和HAAs等常见含碳消毒副产物(C-DBPs)，各国的饮用水水质标准中也对THMs和HAAs等进行了明确规定。

与常规C-DBPs不同，人们把含有氮元素的消毒副产物统称为含氮消毒副产物(N-DBPs)。常见的N-DBPs包括HANs、卤乙酰胺(HAcAms)、卤代硝基甲烷(HNMs)和亚硝胺(NAs)等。虽然N-DBPs较少纳入各国饮用水水质标准，但哺乳动物体外细胞实验表明，HANs、HAcAms和HNMs的细胞毒性和遗传毒性远高于THMs和HAAs[5-7]。同时，NAs被认为是消毒副产物中致癌风险最高的物质之一。动物实验表明，N-亚硝基二乙胺(NDEA)的单位致癌风险比THMs和HAAs高3个数量级[8]。因此，尽管N-DBPs生成量普遍低于C-DBPs，但其对人体健康的威胁不容忽视。

值得注意的是，近年来一些饮用水源受到藻类水华和上游废水排放污染，导致水中溶解性有机氮水平逐渐增长。而这些溶解性有机氮可作为N-DBPs前体物，使得水中N-DBPs浓度水平显著增大并显示出高毒性风险，威胁饮用水供水安全。因此，如何控制DBPs生成已成为饮用水供水安全保障领域的关键问题之一，其中，N-DBPs的生成机制及毒性作用值得重点关注。本文汇总整理了国内外相关研究资料，对N-DBPs的生成水平、生成机制以及毒性效应进行归纳分类，为N-DBPs控制提供理论参考。

1 含氮消毒副产物的种类及生成水平(Types and occurrence of N-DBPs)

1.1 含氮消毒副产物的种类及浓度限值

表1汇总了HANs、HAcAms和HNMs在饮用水中的限值。HANs主要在氯化或氯胺消毒过程中生成，其前体物包括藻类、富里酸和蛋白质类物质等[9]。目前对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中毒性很高的一类物质，HNMs包括9种物质，三氯硝基甲烷(TCNM)是最早被确认为饮用水DBPs的一种HNMs，也是目前被研究的最深入的一种HNMs[10]。HAcAms是在2000—2002年美国饮用水厂出水DBPs生成情况调查中被首次检出[4]。HAcAms有13种，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)。美国、中国以及欧盟尚未对饮用水中上述N-DBPs出水浓度限值作出规定，但是，世界卫生组织(WHO)建议水中DCAN和DBAN水平分别不高于20和70 μg·L-1。

表1 含氮消毒副产物(HANs、HNMs、HAcAms)在饮用水中的限值Table 1 Standard limits of nitrogenous disinfection by-products (HANs, HNMs, HAcAms) in drinking water

NAs是水处理领域新发现的一类非卤代N-DBPs。1989年，N-亚硝基二甲胺(NDMA)在加拿大安大略省的饮用水中被检出，引起人们关注[11]。如表2所示，NAs包括NDMA、N-亚硝基吡咯烷、N-亚硝基吗啉、NDEA、N-亚硝基二丙胺、N-亚硝基二丁胺、N-亚硝基二苯胺、N-亚硝基甲基乙基胺和N-亚硝基哌啶，代表物质是NDMA。NAs由于其健康风险非常高，因此多个组织和机构都对其在饮用水中的浓度限值作出明确规定(表2)，其中NDMA是关注度最高的一种。不同的NAs之间的最大污染限值(maximum contaminant level, MCL)差别较大，如NDEA的MCL为2 ng·L-1，而N-亚硝基二苯胺(NDPHA)的MCL高达70 000 ng·L-1。

1.2 含氮消毒副产物在我国饮用水中的存在水平

我国关于饮用水中N-DBPs浓度的调查近10年才逐步展开，但是大多数集中在经济发达的大城市，在小城市以及农村地区开展的调查比较少，西北部地区如新疆、西藏和甘肃等省更少。样本主要为水源水、饮用水厂出水、管网水以及水龙头出水。表3汇总了我国饮用水以及水源水中HANs、HAcAms和HAMs的浓度水平，其值在几十ng·L-1至几μg·L-1水平。其中，饮用水中HANs的浓度最高，浓度范围为5.3～39.2 μg·L-1。与美国饮用水HANs水平(3.0～14.0 μg·L-1)[4]、澳大利亚饮用水HANs水平(最高值36.0 μg·L-1)[13]和苏格兰饮用水HANs水平(最高值4 μg·L-1)[14]相比，我国饮用水中HANs浓度相当或偏高。饮用水中HAcAms的平均浓度水平低于HANs，最高值均低于10.0 μg·L-1。HNMs在我国饮用水中浓度<3.0 μg·L-1，高于澳大利亚饮用水中HNMs浓度(最高值0.97 μg·L-1)[15]，但远低于美国饮用水中HNMs浓度(最高值10.0 μg·L-1)[4]。另外，2019年的一项研究调查了用户端水处理设备对自来水中消毒副产物去除效率，结果表明，水龙头出水中HANs浓度的最高值为9.0 μg·L-1，经过水处理设备后HANs能被完全去除[16]。

表2 亚硝胺类含氮消毒副产物在饮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汇总了我国近10年水源水以及饮用水中NAs浓度。结果显示，我国水源水及饮用水中NAs浓度基本低于100 ng·L-1，其浓度水平高于英国(ND～15.6 ng·L-1)[26]和日本(水源水：ND～4.3 ng·L-1；饮用水厂出水：ND～10 ng·L-1)的[27]。另一项覆盖全国23个省、44个大城市和小城镇的饮用水调查也发现，我国饮用水厂出水和龙头出水中NAs的检出率明显高于美国[28]，这与我国的工业和生活污水污染有关[29]，其中，NAs最高值出现在河南省贾鲁河流域的地下水中[30]。另外，在一项饮用水管网中NDMA浓度调查发现，在远离处理厂的管网中检测到更高浓度的NDMA[31]，此现象在其他国家也有报道[26]，说明消毒剂和前体物之间的接触时间在NAs生成上起着重要作用。2010年，Wang等[32]对中国30个城市54个饮用水处理厂出水的NAs浓度水平进行研究，研究范围覆盖松花江流域、辽河流域、黄河流域、长江流域以及珠江流域，结果表明，饮用水厂出水中NAs的浓度为0.4～153.2 ng·L-1(中位值为9.95 ng·L-1)，其中NDMA在大部分出水水样中检出，浓度为0.9～40.8 ng·L-1，在饮用水厂出水中平均浓度为11 ng·L-1，龙头水中平均浓度为13 ng·L-1。其中，长江三角洲地区NAs含量最高，饮用水厂出水和龙头水NDMA的平均浓度分别为27和28.5 ng·L-1[28]。另外，市场上售卖的瓶装水也能检测到NDMA和N-亚硝基吗啉(NMOR)，其中NMOR检出率为25%，平均浓度16 ng·L-1[33]。

表3 中国部分地区饮用水含氮消毒副产物浓度水平Table 3 Occurrence of nitrogenous disinfection by-products in drinking water distributed in China

表4 中国部分地区饮用水中亚硝胺类消毒副产物存在浓度水平Table 4 Occurrence of N-nitrosamines in drinking water distributed in China

注：NMOR表示N-亚硝基吗啉，NAs表示N-亚硝胺；“ND”表示由于低于检测限而无法检出。

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

2 含氮消毒副产物的生成机制(Formation mechanism of N-DBPs)

2.1 卤乙腈的生成机制

在消毒过程中，以上2条路径可能同时进行，但在不同的反应体系和反应条件下，其中一条是主要路径。谷氨酸、色氨酸和Suwannee河的天然有机物与15NH2Cl反应，生成的DCAN中N元素大部分(>70%)来自NH2Cl，说明“醛途径”在反应体系中的重要性，但胞嘧啶与氯胺反应结果则是相反的，此反应中“脱羧途径”是HANs的主要生成路径[40]。另一研究发现，在酪氨酸、天冬酰胺、天冬氨酸和甲基吡咯与NH2Cl反应体系中，“醛途径”是生成HANs的主要路径，而吡咯与NH2Cl反应则是以“脱羧途径”为主[41]。Yang等[42]将实际水体中的溶解性有机物分离成4个部分(亲水性酸性、疏水性中性、疏水性碱性和亲水性非碱性部分)，分别与15NH2Cl反应，结果表明，15N-DCAN是疏水部分生成的主要DCAN，14N-DCAN是亲水部分生成的主要DCAN，说明相比于疏水性前体物，亲水性前体物更倾向于通过“脱羧途径”反应生成DCAN。另外，最近发表的一篇文章报道了在实际水样消毒中，“醛途径”是生成DCAN的主要途径[43]。

2.2 卤代硝基甲烷的生成机制

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

2.3 卤代乙酰胺的生成机制

HAcAms的生成路径如图2所示。碱性条件下，HANs可以直接水解生成对应的HAcAms，其生成路径如图2A所示[56]。另外，HANs与OCl-发生亲核加成反应，生成中间产物N-Cl-HAcAms[57]，其分子上的N—Cl键容易被淬灭剂还原，生成对应的HAcAms[43]，其中HANs与OH-和OCl-的二级反应速率常数分别为6.85×102和5.6×103(mol·L-1)-1·h-1[58]。另外，HAcAms还有其他独立的生成途径[43,59-60]。Huang等[59]对饮用水、污水出水、藻的胞外聚合物、NOM和氨基酸等多个水样进行氯化消毒和氯胺化消毒，发现氯化消毒中DCAN生成量高于DCAcAm，但是在氯胺消毒后DCAcAm浓度高于DCAN，表明氯胺消毒中存在HAcAms的其他生成途径。而以天冬酰胺为模型前体物的实验结果也表明，DCAcAm的形成可以不经过生成HANs中间体，如图2B所示。

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

另外，常用的混凝剂聚丙烯酰胺(PAM)虽然能有效降低水中有机物浓度、提高絮凝效率，但促进了HAcAms的生成[62]，研究表明其单体丙烯酰胺是HAcAms的重要前体物[63]。丙烯酰胺生成HAcAms的路径包括：(1)通过一系列反应生成HANs，HANs水解生成HAcAms；(2)经过游离氯加成和取代反应直接生成HAcAms[62]。酰胺氯化或氯胺化生成HAcAms的速率很慢，而醛与氯胺反应生成HAcAms则是比较快[64]。除了上述HAcAms生成途径，柠檬酸[60]和芳香性物质间苯二酚[65]、4-羟基苯甲酸[66]等生成HAcAms的路径也被报道。柠檬酸先与氯或氯胺反应生成二氯乙酰氯或三氯乙酰氯，然后进一步生成二氯乙酰胺或三氯乙酰胺，这一步需要氯胺的参与。

水中含氮有机物、氨氮和氯胺消毒剂都是HAcAms的潜在来源。在HAcAms生成途径中，HANs水解生成HAcAms和醛类转化为HAcAms，氯胺是HAcAms的N的来源。上述提及的醛、柠檬酸、间苯二酚和4-羟基苯甲酸等模型前体物本身是不含氮的，因此生成的HAcAms中N也是来源于参与反应的氯胺。通过对HAcAms中N来源的探索，我们可以大概推测出HAcAms的重要生成路径，从而为HAcAms的控制提供理论依据，但目前这类研究还比较少。用15NH2Cl对饮用水进行消毒处理发现，15N-DCAcAm占比超过50%，“醛途径”是生成DCAcAm的主要途径[43]。另外，研究表明HAcAms生成量与水中DON含量有相关关系，DON含量越高，HAcAms生成量越大。其中，溶解性有机物中亲水性酸的HAcAms的生成潜能最大，推测类蛋白物质可能是HAcAms的前体物[67]。但是相比于游离氨基酸，抗生素氯霉素及其类似物的HAcAms生成潜能更高[68]。

2.4 亚硝胺类消毒副产物的生成机制

图3总结了NAs的生成机制。目前研究主要集中于分析NDMA的生成路径，其中氯胺消毒是NAs生成的最主要途径(图3A)。NH2Cl与有机胺前体物(如二甲胺)反应生成中间产物非对称二甲肼(UDMH)，UDMH经过NH2Cl氧化形成NDMA[69-70]。另外，二氯胺与有机胺反应生成的NDMA远高于一氯胺，氯胺消毒中生成的NDMA大部分是通过NHCl2反应生成的[71]。NHCl2与二甲胺(DMA)通过亲核取代反应生成氯代非对称二甲肼(Cl-UDMH)，该反应速率常数比NH2Cl与DMA生成UDMH的速率常数快3个数量级，Cl-UDMH可进一步与溶解氧反应生成NDMA，也可与NHCl2反应生成其他产物，两者形成竞争反应，但与溶解氧的反应略快[72]。氯胺消毒中NDMA的生成量与pH显著相关。低pH能促进NH2Cl向NHCl2的转化，并在随后pH上升过程中增加NDMA的生成[73]。除了DMA等仲胺前体物，叔胺和季胺也是亚硝胺的重要前体物。DMA在氯胺消毒中的NDMA产率仅为0.5%～2.7%，而含叔胺基的雷尼替丁的NDMA产率高达62.9%～89.9%[9]。一般而言，叔胺和季胺在氯或氯胺消毒中转化为伯胺，并进一步通过上述反应途径生成NAs，但某些含叔胺官能团的物质(如药品雷尼替丁)可以不通过生成伯胺中间产物直接生成NAs[74]。研究表明，NH2Cl氧化有机胺生成的氨基自由基以及与O2反应产生的N-过氧自由基，也参与了伯胺和叔胺物质生成NDMA的反应[75]。另外，溴离子(Br-)能促进NDMA的生成，因为Br-与NH2Cl反应生成溴代氧化剂(如NHBrCl)和中间产物溴代非对称二甲肼(Br-UDMH)，但是这种促进作用主要在pH在8和9的弱碱性环境发生[76-77]。

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

3.1 含氮消毒副产物的毒理效应

研究表明，HANs的毒性作用远高于THMs和HAAs[82]。部分HANs对大肠杆菌PQ 37造成DNA损伤，对伤寒沙门氏菌株TA 100产生致突变作用[83-84]。其中，DCAN对水生动物斑马鱼具有胚胎发育毒性，DCAN暴露能降低斑马鱼孵化率，增加畸形率和死胎率，同时DCAN能引起斑马鱼心脏功能改变、神经元功能紊乱和DNA损伤，并易于在成年斑马鱼体内积累[85]。HANs对细胞代谢也有不良影响，研究表明大鼠胶质瘤细胞(C6细胞)暴露于DBAN可导致活性氧簇(ROS)的产生、氧化蛋白的累积和蛋白酶体活性的抑制[86]。在暴露于HANs的人肝癌细胞(HepG 2)中也发现ROS浓度的上升，同时还发现DNA损伤[87]。对于中国仓鼠卵巢细胞(CHO细胞)，7种HANs均具有慢性细胞毒性和急性遗传毒性，其中DBAN细胞毒性最强，碘乙腈(IAN)基因毒性最强，饮用水浓度水平较高的TCAN和DCAN在细胞毒性和基因毒性中略低于其他HANs[7]。

图3 NDMA生成途径[52,74]Fig. 3 Formation pathways for NDMA[52,74]

HNMs对哺乳动物表现出很高的细胞毒性和基因毒性[88-89]。CHO细胞实验表明，9种HNMs的慢性细胞毒性(暴露72 h)由高到低分别为：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；诱导CHO细胞基因组DNA损伤程度为：DBNM>BDCNM>TBNM>TCNM>BNM>DBCNM>BCNM>DCNM>CNM。对于人体细胞，TCNM和BNM的遗传毒性也是非常高的[90]。另外，体内毒性实验表明，HNMs暴露能损伤小鼠肝脏抗氧化防御系统，引起小鼠肝相对重量下降，同时核磁共振代谢组学分析发现，HNMs暴露对小鼠体内氨基酸代谢和碳水化合物代谢有干扰作用[91]。虽然HNMs对沙门氏菌具有较弱的致突变性[92-94]，但其致突变作用还是远高于卤代甲烷，这可能与HNMs中的硝基基团有关；且在9种HNMs中，BCNM致突变性最强[93]。总体而言，溴代硝基甲烷的毒性高于氯代硝基甲烷。

HAcAms的综合毒性仅次于HANs，高于THMs和HAAs[82]。大鼠肾脏细胞(NRK-52E)毒性测试结果表明，DCAcAm对NRK细胞的慢性细胞毒性和急性遗传毒性明显高于二氯甲烷(DCM)[95]。对于CHO细胞，13种HAcAms均具有细胞毒性，其中细胞毒性从高到低分别为：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种HAcAms均具有基因毒性，基因毒性从高到低分别为：TBAcAm>DIAcAm≈IAcAm>BAcAm>DBCAcAm>BIAcAm>BDCAcAm>CIAcAm>BCAcAm>DBAcAm>CAcAm>TCAcAm。总体而言，碘代乙酰胺(I-HAcAms)的细胞毒性和遗传毒性比溴代乙酰胺(Br-HAcAms)或氯代乙酰胺(Cl-HAcAms)高1～2个数量级[96]。在氯代乙酰胺中，CAcAm对NRK细胞的细胞毒性和基因毒性均显著高于DCAcAm和TCAcAm[97]。最近，有文献报道了HAcAms对人胃上皮GES-1细胞和永生化角质形成细胞(immortalized human keratinocytes, HaCaT)产生细胞毒性作用。其中，HAcAms对GES-1细胞和HaCaT细胞造成细胞毒性的最低浓度分别为5×10-7～2.5×10-3mol·L-1和2.5×10-7～6.25×10-4mol·L-1，细胞毒性远高于三氯甲烷(TCM)，且HaCaT细胞对于HAcAms的敏感性高于GES-1细胞[98]。

NDMA对多种细胞(大鼠肝细胞、胰腺细胞和人淋巴母细胞)和细菌(沙门氏菌和大肠杆菌等)均具有基因毒性，具体表现为DNA损伤、修复、断裂以及基因和染色体突变；用多种模式生物(大鼠、小鼠和人体肝脏等)进行的体内毒性实验结果也证实，NDMA对哺乳动物具有基因毒性[84]。同时，NDMA还具有生殖发育毒性，NDMA可以通过胎盘从母体转移至胚胎，影响胚胎发育[99]，导致怀孕小鼠出现死产和新生小鼠死亡[100]。除此以外，NDMA还是一种肝毒素，同时也是致癌物，能诱发肝纤维化和肝硬化，可诱发小鼠肝血管肉瘤、肝细胞癌和肺肿瘤等[101]。

由于模式生物、毒性终点的不同，同一物质的毒性测试结果可能不一致[102-103]，因此，根据不同毒性分析得出的结果，我们无法对不同类别DBPs的毒性进行对比分析。采用一套基因毒性分析方法，以相同的方式对各种化学类别的所有DBPs进行系统性评估的研究还很少。CHO细胞是DBPs毒理学研究最常用的模式生物，其中N-DBPs的CHO细胞毒性试验结果如表5所示[89]。

3.2 消毒副产物的毒性机制

目前，关于N-DBPs致毒机理的研究较少。有研究表明，HANs在体内的代谢可通过非氧化途径和氧化途径生成羟基乙腈，羟基乙腈进一步释放CN-，同时生成卤代醛类和卤代酮类化合物，这些中间代谢产物可与蛋白质、DNA和脂肪等反应，导致细胞毒性和基因毒性等损伤效应[104]。同时，HANs会抑制谷胱甘肽S-转移酶的活性，抑制其解毒功能[104]。同时，HANs引起氧化应激增强，降低机体的修复能力，造成一些器官和组织氧化损伤，引发HANs的基因毒性[104]。HNMs能诱导AT碱基取代GC碱基，引起基因毒性[93]。Schneider等[92]指出，TCNM本身并不是致突变物质，而其在代谢中与谷胱甘肽(GSH)反应的产物具有致突变性。另外，HNMs通过氧化应激诱导引起嘌呤和嘧啶氧化损伤，是一种重要的HNMs的致毒机制[90-91]。

表5 含氮消毒副产物(N-DBPs)的CHO慢性细胞毒性和单细胞凝胶电泳(SCGE)遗传毒性试验分析结果汇总[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”表示与负控制组相比没有统计学意义；“NA”表示暂无数据。

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

HAcAm的毒性机制研究是以TCAcAm为代表，TCAcAm与羰基碳发生亲电反应并生成亲电二卤代碳离子，在还原脱卤过程中产生具有遗传毒性的自由基，这是TCAcAm引发CHO基因毒性的机制之一。同时，谷胱甘肽S-转移酶T1-1(GSTT1-1)可能激活TCAcAm使其转化为具有遗传毒性的中间体，从而对CHO细胞产生基因毒性[84]。另有研究表明，IAcAm是一种醇酸剂，可诱导肾上皮细胞内葡萄糖调节蛋白和热休克蛋白的合成，并通过引起内质网应激反应导致细胞坏死[105]。最新研究表明，由ROS引起的氧化应激和细胞凋亡是碘代乙酰胺细胞毒性的重要机制。不同的碘代乙酰胺引起细胞凋亡的路径并不相同，BIAcAm和CIAcAm是通过线粒体途径引起细胞凋亡，而DIAcAm和IAcAm既能通过氧化应激途径又能通过线粒体途径引起细胞凋亡[106]。

NDMA的毒性作用并不是自身引起的，而是NDMA的代谢产物引起的[101]。NDMA经肝脏微粒体混合功能氧化酶代谢后转化为烷基化(甲基化)剂，导致DNA、RNA和蛋白质分子的烷基化。其致毒作用机制通常包括3个生物学过程：(1)NDMA在靶器官或组织中代谢活化生成烷基化阳离子；(2)DNA烷基化造成遗传损伤并诱导修复；(3)DNA修复无效导致基因突变及细胞恶性转化。除此以外，NDMA可通过氮自由基(RNS)和氧自由基引起DNA氧化损伤和蛋白氧化，导致肿瘤形成[107]。

4 结语(Conclusions)

消毒过程中生成的高毒性N-DBPs已经成为影响我国饮用水供水安全的主要问题之一。研究人员对各种N-DBPs的存在水平、生成机制进行了深入探讨，并研究了N-DBPs生成的影响因素。但是，N-DBPs的毒性效应及致毒机制尚未明确，现有方法不能综合反映出N-DBPs对人体的损伤程度，相关体内研究和人群资料较少。同时，多种N-DBPs共存时对人体的毒性效应研究有待开展。基于细胞毒性、遗传毒性、基因毒性的综合性N-DBPs毒性评估体系需要建立。因此，应在深入理解N-DBPs的生成机制的基础上，综合评估N-DBPs生成量与其毒性效应，针对性开发可有效控制高毒性消毒副产物生成的消毒工艺(如采用二氧化氯、紫外消毒或采用复合消毒形式等)，从而降低消毒副产物生成，提高供水水质。