飲用水中鹵乙酸去除研究進(jìn)展

汪昆平，曹源，徐乾前，劉苗苗，郭勁松，蔣紹階

(重慶大學(xué) 三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點(diǎn)試驗(yàn)室，重慶，400045)

加氯消毒是目前自來水處理普遍采用的消毒方法，但近幾十年來，通過對(duì)某些癌癥的發(fā)病率和病原學(xué)關(guān)系的調(diào)查以及大量的動(dòng)物實(shí)驗(yàn)表明，長(zhǎng)期飲用加氯消毒的飲用水，死于消化和泌尿系統(tǒng)癌癥的危險(xiǎn)性很大，氯代消毒副產(chǎn)物(DBPs)是多種癌癥的致病因子[1]，飲用水加氯消毒產(chǎn)生的氯化 DBPs對(duì)人類健康的危害問題在世界范圍引起了越來越廣泛的關(guān)注[2-3]，隨著我國水源水有機(jī)物污染日益嚴(yán)重[4]，飲用水DBPs健康風(fēng)險(xiǎn)問題也越來越突出。鹵乙酸(HAAs)是一類普遍存在的致癌風(fēng)險(xiǎn)較大的飲用水氯化DBPs[5]，由于其具有非揮發(fā)性、親水性，在水中存在的時(shí)間長(zhǎng)，其持續(xù)性影響很大。在美國等發(fā)達(dá)國家，飲用水法規(guī)對(duì)HAAs濃度已有嚴(yán)格限制標(biāo)準(zhǔn)。HAAs共有9種：一氯乙酸(MCAA)、二氯乙酸(DCAA)、三氯乙酸(TCAA)、一溴乙酸(MBAA)、二溴乙酸(DBAA)、三溴乙酸(TBAA)、一溴一氯乙酸(BCAA)、一溴二氯乙酸(BDCAA)、二溴一氯乙酸(DBCAA)，美國《安全飲用水法》在1996 年實(shí)施了第1階段的濃度控制，其中，規(guī)定常見的5種HAAs在飲用水中質(zhì)量濃度之和最大值不能超過 60 μg/L，這 5種 HAAs分別為：MCAA，DCAA，TCAA，MBAA和DBAA[6]。到2000年實(shí)施了第2階段的控制，HAAs在飲用水中的質(zhì)量濃度較第1階段減半。我國對(duì)飲用水DBPs的研究相對(duì)滯后，2006年參照世界衛(wèi)生組織(WHO)標(biāo)準(zhǔn)，在《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》中制訂了飲用水DBPs衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)或限量值，其中，HAAs最大允許質(zhì)量濃度規(guī)定為150 μg/L(DCAA 為 50 μg/L，TCAA 為 100 μg/L)[7]。目前，國內(nèi)外關(guān)于飲用水中HAAs的去除方法研究包括物理法、化學(xué)法和生物法，本文作者對(duì)飲用水中鹵乙酸去除研究進(jìn)行總結(jié)和評(píng)述，以便為進(jìn)一步開展飲用水中HAAs去除處理研究和實(shí)際應(yīng)用提供參考。

1 自來水常規(guī)處理工藝

目前，我國大部分城市自來水廠采用的工藝為常規(guī)的混凝、沉淀、過濾和消毒，主要去除水源水中的懸浮物、膠體雜質(zhì)和細(xì)菌，對(duì)有機(jī)物的去除效率較低。由于水源水質(zhì)惡化，水源中有機(jī)污染物含量增加，這樣，在自來水處理工藝消毒環(huán)節(jié)有機(jī)物和氯氣反應(yīng)生成DBPs而帶來的健康風(fēng)險(xiǎn)增加。很多水廠采用預(yù)氯化氧化水中分散、穩(wěn)定的有機(jī)污染物，進(jìn)而達(dá)到去除部分HAAs前體物的目的，但由此也帶來了預(yù)氯化時(shí)氯與進(jìn)水中有機(jī)物反應(yīng)生成的HAAs能不能在后續(xù)處理過程中被有效去除的問題。

1.1 常規(guī)處理工藝/預(yù)氯化

李金燕等[8]對(duì)以黃河水作為原水的某北方城市自來水廠的研究發(fā)現(xiàn)：在常規(guī)工藝預(yù)氯化處理過程中，前氯化處理單元出水中DCAA和TCAA的含量相對(duì)于原水均有顯著增加，TCAA增加幅度更大；對(duì)于后氯化處理單元出水，TCAA的含量較前氯化處理單元出水含量增加，而DCAA含量較前氯化處理單元出水含量降低，HAAs總含量較前氯化處理單元出水含量增加。Rodriguez等[9]通過帶預(yù)氯化的自來水常規(guī)工藝對(duì)2種不同水源點(diǎn)原水的處理研究發(fā)現(xiàn)：過濾單元對(duì)HAAs(特別是對(duì)DCAA)具有一定的去除作用，并且夏季的去除效果比冬季的效果好，2處水源點(diǎn)的過濾單元平均去除率分別為18%和22%；經(jīng)歷過濾單元后，TCAA濃度有微小增加，DCAA濃度減小，推測(cè)過濾單元發(fā)生了對(duì)DCAA的生物降解。從已有的研究可以看出：不同的水源、工藝條件下采用預(yù)氯化過程對(duì)HAAs的控制效果存在較大差異，如何發(fā)揮工藝中微生物降解效能，實(shí)施對(duì)HAAs的有效控制，同時(shí)兼顧常規(guī)處理要求，還有待進(jìn)一步研究。

1.2 常規(guī)處理工藝/活性炭深度處理

為了強(qiáng)化對(duì)水中HAAs的控制，在常規(guī)工藝中增設(shè)活性炭吸附過程。李建渠等[10]對(duì)自來水廠常規(guī)工藝的不同給水處理單元進(jìn)行研究，結(jié)果表明：混凝、沉淀、過濾等單元對(duì)HAAs沒有去除效果；但當(dāng)在消毒單元前、過濾單元后設(shè)置粒狀活性炭(GAC)濾池時(shí)，對(duì)DCAA和TCAA的去除率分別達(dá)到70%和43%。

Kim等[11]通過對(duì)常規(guī)自來水處理工藝進(jìn)行改進(jìn)，將快砂濾池改造成 GAC濾池，其砂濾層厚度為 250 mm，GAC層厚度為750 mm。結(jié)果表明：在運(yùn)行初期，GAC濾池對(duì)HAAs的去除可達(dá)到很好的效果，但3.5月后GAC濾池對(duì)HAAs的去除率開始出現(xiàn)下降現(xiàn)象，到6月后，GAC濾池對(duì)HAAs的去除效果又得到較好恢復(fù)。并且GAC濾池對(duì)HAAs的去除受季節(jié)性的影響很明顯，從第1年的9月到第2年3月，這期間HAAs的去除率明顯降低，降低幅度可達(dá)34%，整個(gè)過程呈現(xiàn)周期性變化。在運(yùn)行初期，GAC濾池對(duì)HAAs的去除主要是吸附作用，之后，隨著生物膜在活性炭表面的形成，GAC濾池對(duì) HAAs的去除主要是生物降解作用。

2 活性炭吸附

活性炭吸附在飲用水處理中的應(yīng)用非常普遍，對(duì)于美國飲用水標(biāo)準(zhǔn)所涉及的 64項(xiàng)有機(jī)污染物指標(biāo)中的51項(xiàng)，美國國家環(huán)保署(USEPA)將活性炭吸附列為飲用水處理的最可行技術(shù)(BAT)[12]。從已有的一些應(yīng)用結(jié)果可以看出：對(duì)于水中已生成HAAs的去除，活性炭吸附可以發(fā)揮較大的作用[9]。所以，考察水中HAAs在活性炭上的吸附特性，探索活性炭對(duì)水中HAAs高效吸附問題，成為近些年來研究水中 HAAs控制的一個(gè)重要方面。

曹莉莉等[13]在活性炭靜態(tài)、動(dòng)態(tài)實(shí)驗(yàn)研究中發(fā)現(xiàn)：在試驗(yàn)條件下，DCAA吸附等溫線與朗格謬爾曲線較接近；TCAA吸附等溫線在低濃度段與朗格謬爾曲線比較接近，在高濃度段出現(xiàn)曲線上翹，與BET 曲線形狀接近；TCAA吸附容量為DCAA吸附容量的2倍多；當(dāng)進(jìn)水為配水、DCAA與TCAA的質(zhì)量濃度均為10 μg/L時(shí)，活性炭柱的動(dòng)態(tài)吸附實(shí)驗(yàn)穿透時(shí)間分別可達(dá)到462 d和1 094 d。

汪昆平等[14]通過GAC吸附水中HAAs的等溫吸附試驗(yàn)、RSSCT動(dòng)態(tài)吸附試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)：在實(shí)驗(yàn)條件下，不管是單組分吸附或混合組分溶液吸附，GAC對(duì)DCAA和TCAA的吸附符合 Langmuir吸附模型，混合組分體系中DCAA和TCAA組分的吸附量與2組分的濃度成正比；GAC對(duì) TCAA的吸附量高于對(duì)DCAA的吸附量；共存HAAs組分存在、EBCT減小、腐殖質(zhì)存在都使穿透曲線的陡峭性增加，相應(yīng)穿透點(diǎn)提前，每克活性炭處理水量下降；無論是單組分溶液或混合組分溶液，DCAA比TCAA更容易穿透；與對(duì)TCAA的吸附影響相比，減少EBCT對(duì)DCAA的吸附更為不利；腐殖質(zhì)對(duì)HAAs的吸附存在競(jìng)爭(zhēng)性吸附的影響，對(duì)TCAA的吸附影響比對(duì)DCAA的影響大。

Tung等[15]根據(jù)實(shí)驗(yàn)室等溫試驗(yàn)和現(xiàn)場(chǎng)試驗(yàn)研究指出：GAC對(duì)鹵乙酸的吸附量隨鹵乙酸分子中鹵素原子數(shù)的增加而增加，溴代HAAs吸附量大于相應(yīng)的氯代鹵乙酸吸附量；在 GAC濾柱連續(xù)運(yùn)行初期，活性炭的吸附作用對(duì)HAAs的去除起關(guān)鍵影響，之后，生物降解對(duì)HAAs去除起主要作用。

萬蓉芳等[16]在利用活性炭吸附水中HAAs的研究中得出了實(shí)驗(yàn)活性炭對(duì)HAAs吸附的Freundlich模型參數(shù)，并發(fā)現(xiàn)酸性條件下有利于活性炭對(duì)HAAs的吸附。在多組分共存條件下，HAAs之間存在競(jìng)爭(zhēng)吸附，與單組分條件相比，多底質(zhì)條件對(duì)活性炭吸附TCAA的影響較小，對(duì)活性炭吸附DCAA的影響較大。

2.2 不同活性炭吸附性能的差異

活性炭對(duì)污染物的吸附受活性炭本身性質(zhì)、污染物性質(zhì)的影響。采用不同種類 GAC吸附水中 HAAs的研究發(fā)現(xiàn)[17]：不同種類的活性炭對(duì)水中HAAs的吸附量存在很大差異，實(shí)驗(yàn)活性炭中最大吸附量能夠達(dá)到最小吸附量的5倍多；GAC常規(guī)物理化學(xué)參數(shù)表征的性能與GAC實(shí)際HAAs吸附性能不一致；隨著含氧官能團(tuán)所占比例增加，活性炭對(duì)HAAs的吸附量降低，這樣的變化在帶含氧官能團(tuán)的碳含量低于23%時(shí)尤為明顯。

3 生物降解

關(guān)于水中HAAs的去除，大量理論研究和工程實(shí)踐結(jié)果都表明微生物對(duì)HAAs具有降解作用[9-11,15]。生物降解過程費(fèi)用較低，并且微生物變異性和適應(yīng)性都很強(qiáng)，因此，HAAs的生物降解一直受到研究者的關(guān)注。

3.1 降解菌自然培養(yǎng)

Baribeau等[17]利用環(huán)狀反應(yīng)器模擬配水系統(tǒng)考察水中HAAs的生物降解性，結(jié)果表明：在反應(yīng)器停留時(shí)間12 h、溫度為17～22 ℃、水中無消毒劑殘留時(shí)，反應(yīng)器下游段二鹵代乙酸被降解，對(duì)于氯消毒的水，二鹵代乙酸的降解率能夠達(dá)到75%，對(duì)于氯胺消毒的水，二鹵代乙酸的降解率能夠達(dá)到 60%；當(dāng)溫度為12～14 ℃或存在常規(guī)量消毒劑殘留時(shí)，沒有觀察到HAAs的降解現(xiàn)象。

Zhou等[18]在MCAA，DCAA和TCAA加標(biāo)質(zhì)量濃度分別為500 μg/L的混合HAAs自來水樣中，加入從當(dāng)?shù)厮畯S吸附柱中活性炭上獲取的生物膜，對(duì)無余氯的水樣進(jìn)行觀察發(fā)現(xiàn)：8 d后HAAs完全降解；對(duì)于初始余氯質(zhì)量濃度約2 mg/L、期間余氯質(zhì)量濃度一直維持在1 mg/L以上的水樣，8 d后HAAs濃度基本沒發(fā)生變化；HAAs分子中鹵素原子越多，生物降解速率越低。Xie等[19]針對(duì)MCAA，MbrAA，DCAA，DbrAA和TCAA加標(biāo)質(zhì)量濃度分別為50 μg/L的混合HAAs自來水樣，利用生物活性碳柱連續(xù)運(yùn)行去除水中 HAAs，結(jié)果表明：已完成掛膜的生物活性炭炭柱能夠?qū)@5種HAAs進(jìn)行有效去除，TCAA的去除效果稍差；對(duì)于不同的 HAA，未掛膜的新炭獲得降解HAAs所需生物活性的時(shí)間不同。

Bayless等[20]利用玻璃珠掛膜研究了生物膜對(duì)水中6種HAAs的降解，結(jié)果顯示：一鹵代乙酸最容易被降解，這 6種 HAAs生物降解從難到易順序?yàn)椋篗BAA，MCAA，BCAA，DCAA，DBAA，TCAA。

3.2 降解菌純培養(yǎng)

Torz等[21]在分批和連續(xù)培養(yǎng)條件下，利用自養(yǎng)黃桿菌GJ10，以單一 MCAA為碳源和能源對(duì) 0.9～48.4 mmol/L的MCAA進(jìn)行處理。MCAA在分批試驗(yàn)中都被完全降解，當(dāng)MCAA濃度超過25 mmol/L時(shí)，出現(xiàn)底物抑制現(xiàn)象，停滯期延長(zhǎng)，菌株生長(zhǎng)遲緩，但當(dāng)適應(yīng)高濃度 MCAA 后，菌株開始生長(zhǎng)。在 0.9～48.4 mmol/L MCAA中，GJ10將MCAA消耗完全，最后產(chǎn)物為Cl-1、生物體、CO2，系統(tǒng)引入的MCAA含量與最后釋放的Cl-1的含量一致。在降解過程中，MCAA脫鹵速度比乙醇酸的消耗速度快，存在乙醇酸積累。對(duì)于1,2-二氯乙烷、檸檬酸鈉、營養(yǎng)肉湯這3種底物的接種體，1,2-二氯乙烷接種體在MCAA環(huán)境下具有最大的生長(zhǎng)速率。在2.5 L連續(xù)攪拌發(fā)酵罐中，稀釋率為0.016 h-1、濃度為20 mmol/L的MCAA經(jīng)過7～8 h后被GJ10有效消耗。在發(fā)酵罐中，隨著MCAA濃度的快速下降，氧濃度下降，氧傳遞受限成為引起乙醇酸積累的關(guān)鍵因素。

Mcrae等[22]將富集培養(yǎng)獲得的以MCAA或TCAA為唯一碳源、能源的微生物清洗后，加入有單一HAA的血漿瓶中，HAAs濃度按類似于地表水、給水管網(wǎng)中HAAs濃度確定，結(jié)果表明：這2種HAAs都能夠被生物降解；MCAA培養(yǎng)物能夠降解 MCAA和MBAA，并且符合準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律，當(dāng)濃度為1×10-5～2 mmol/L時(shí)，準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)常數(shù)分別為10.6 和 11.3 mL·mg-1·d-1；TCAA 培養(yǎng)物降解 TCAA 也符合準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律，當(dāng)濃度為 5.33×10-5～0.72 mmol/L時(shí)，其準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)常數(shù)分別為 6.52 mL·mg-1·d-1；TCAA 培養(yǎng)物能夠降解 MCAA，且隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加，降解速率增大。放射性同位素C14示蹤結(jié)果表明：HAAs中的C主要轉(zhuǎn)化為CO2，少部分轉(zhuǎn)化為生物體；對(duì)富集培養(yǎng)物群落16SrRNA基因片段PCR擴(kuò)增產(chǎn)物的DGGE進(jìn)行分析，結(jié)果表明：富集培養(yǎng)物的微生物種類較為豐富，但2種培養(yǎng)物中微生物菌種沒有一種與 HAA瓊脂平板培養(yǎng)的降解菌種一致。

4 化學(xué)氧化

4.1 一般化學(xué)氧化

由于 α-碳結(jié)合有強(qiáng)吸電子效應(yīng)的鹵素原子，HAAs比相應(yīng)的羧酸更容易脫羧[23]。水中三鹵乙酸能夠脫羧生成相應(yīng)的三鹵甲烷(THMs)，在此過程中，TCAA顯示出比TBAA更高的活化能[24]。

2002年Zhang等[25]發(fā)現(xiàn)：水中BDCAA，DBCAA和TBAA能夠自發(fā)進(jìn)行脫羧反應(yīng)，生成相應(yīng)的三鹵甲烷(THMs)。其中，TBAA的反應(yīng)速度最快；在中性水環(huán)境中，反應(yīng)遵從一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模型；在23 ℃時(shí)，BDCAA，DBCAA和 TBAA反應(yīng)速率常數(shù)分別為：0.001 1，0.006 2和0.040 0 d-1；反應(yīng)活化能從大到小順序?yàn)锽DCAA，DBCAA和TBAA；在試驗(yàn)條件下，水質(zhì)、pH(6～9)對(duì)相應(yīng)HAAs的脫羧效果沒有表現(xiàn)出明顯的影響。

4.2 高級(jí)氧化

近些年，關(guān)于有機(jī)羧酸的脫羧反應(yīng)研究成果較多[26]，很多研究者利用催化的方法對(duì)水中HAAs脫羧進(jìn)行強(qiáng)化。對(duì)于一些難降解污染物的處理，利用自由基(主要是羥基自由基)進(jìn)行氧化分解能獲得較高的去除效率。羥基自由基的氧化電位高達(dá)2.8 mV，能夠?qū)Χ喾N類型的有機(jī)污染物進(jìn)行氧化分解甚至完全礦化。

Lifongo等[27]通過日光對(duì)HAAs進(jìn)行TiO2光催化氧化，發(fā)現(xiàn)HAAs都能夠發(fā)生降解生成鹵化氫、二氧化碳和鹵代甲烷，降解速率與 HAA分子中鹵素原子數(shù)量成正比；溫度和pH對(duì)HAAs降解過程影響不顯著，像 Na+這樣的共存離子能夠降低光催化劑活性；BCAA和CDFAA降解過程釋放的溴和氟含量都大于氯離子含量；在15 ℃時(shí)，TBAA，DBAA和MBAA的TiO2光催化降解半衰期分別為8，14和83 d，TCAA，DCAA和MCAA的TiO2光催化降解半衰期分別為6，10和42 d，BCAA和CDFAA的TiO2光催化降解半衰期分別為18和42 d。

汪昆平等[28]考察了O3，UV，O3/UV，O3/H2O2，H2O2/UV及O3/H2O2/UV等幾種氧化方法對(duì)水中HAAs的氧化情況發(fā)現(xiàn)：作為氧化方法的O3/UV，O3/H2O2，H2O2/UV及O3/H2O2/UV均對(duì)HAAs有明顯的去除效果，其中：O3/UV和O3/H2O2/UV的氧化速率高于其他氧化方法的氧化速率；DCAA的分解速率明顯高于TCAA的分解速率；O3/UV 對(duì)DCAA和TCAA的氧化服從準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)模式，在相同的初始溶解臭氧濃度下，DCAA 的準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)速率常數(shù)為 TCAA的4～5倍。

伍海輝等[29]利用UV/H2O2降解DCAA和TCAA，在紫外光強(qiáng)為 1 048 μW/cm2、雙氧水投加量為70 mg/L、反應(yīng)3 h時(shí)，對(duì)DCAA的去除率達(dá)84.58%，對(duì)TCAA去除率為42.27%；UV/H2O2與UV/H2O2/O3對(duì)DCAA的氧化符從一級(jí)反應(yīng)動(dòng)力學(xué)規(guī)律；在紫外光強(qiáng)度為1 048 μW/cm2的條件下，UV/H2O2的反應(yīng)速率常數(shù) k與雙氧水投加量成正比；在紫外光強(qiáng)度為183 μW/cm2和 O3累計(jì)投加量為 5 mg/L的條件下，UV/H2O2/O3氧化DCAA的反應(yīng)速率常數(shù)k與雙氧水投加量的0.540 3次冪呈正比。

5 還原脫鹵

還原脫鹵作為一種削減水中HAAs的重要途徑也受到很多學(xué)者的重視。

5.1 單質(zhì)金屬還原脫鹵

Hozalski等[30]通過試驗(yàn)研究了4種HAAs (TCAA，TBAA，CDBAA，BDCAA)與零價(jià)鐵的反應(yīng)，結(jié)果表明：這幾種HAAs都易于與零價(jià)鐵發(fā)生反應(yīng)，反應(yīng)過程伴有氫解作用，溴比氯優(yōu)先脫除，TBAA能夠完全脫鹵生成乙酸；含氯 HAAs與零價(jià)鐵反應(yīng)最終生成MCAA；BDCA，CDBAA，TBAA和TCAA這4種HAAs的準(zhǔn)一級(jí)反應(yīng)速率常數(shù)分別為：(10.6±3.1)，(1.43±0.32)，(1.41±0.28)和(0.08±0.02) h-1。零價(jià)鐵還原雖然簡(jiǎn)單，但是零價(jià)鐵還原活性不高，對(duì)MCAA還原脫氯比較困難。

Chen等[31]針對(duì)TCAA等HAAs的還原脫氯產(chǎn)物MCAA較難進(jìn)行還原脫氯的情況，利用還原沉淀法制備了Pd/Fe雙金屬納米粒子，其中，Pd/Fe原子數(shù)之比接近理論值，成分包含α-Fe0，粒子相互聯(lián)接成鏈，粒徑為(47±11.5) nm、比表面積為51 m2/g，這種材料對(duì)MCAA脫氯表現(xiàn)出較好的效果；幾種材料的脫氯能力從大到小為：0.182% Pd/Fe，納米Fe，零價(jià)Fe；脫氯能力隨Pd與Fe的原子數(shù)之比變化而變化，在Pd與Fe的原子比等于 0.083%時(shí)呈現(xiàn)最佳脫氯性能；增加Pd/Fe雙金屬納米粒子用量能夠強(qiáng)化 MCAA脫氯；Pd/Fe雙金屬納米粒子脫氯能力隨初始 pH增加而降低。

5.2 電化學(xué)還原脫鹵

電化學(xué)方法環(huán)境友好、可控性強(qiáng)，被認(rèn)為是很有前景的一種方法。Korshin等[32]研究了銅、金電極對(duì)HAAs的電化學(xué)還原過程，發(fā)現(xiàn)除MCAA外所有氯代乙酸、溴代乙酸都具有電化學(xué)反應(yīng)活性，還原速率隨HAAs分子中鹵素原子數(shù)量增加而增加，以銅為電極的還原速率比以金為電極的還原速率高；溴代乙酸能夠完全脫鹵，氯代乙酸脫氯伴有MCAA生成，MCAA難以直接還原脫氯。

Li等[33]針對(duì)普通電化學(xué)方法析氫副反應(yīng)嚴(yán)重、電流效率低、對(duì)貴金屬電極存在依賴等局限，利用循環(huán)伏安法和恒電位電解法研究了固載血紅蛋白的碳納米管修飾電極對(duì)TCAA的電催化還原脫氯的影響，發(fā)現(xiàn)固載到碳納米管電極的血紅蛋白對(duì)氯乙酸還原脫氯的活性高并且穩(wěn)定，還原血紅素容易再生，過電位低。當(dāng)恒電位為-0.45 V(相對(duì)與甘汞電極)時(shí)，TCAA，DCAA和MCAA能夠完全被固載血紅蛋白電極催化還原脫氯；TCAA按照TCAA→DCAA→MCAA→AA的途徑分布還原脫氯。固載血紅蛋白填充床流反應(yīng)器在恒電位為-0.45 V、電解時(shí)間為100 min條件下，對(duì)30.0 mmol/L TCAA和DCAA的去除率分別達(dá)到40%和31%。固載血紅蛋白的碳納米管電極對(duì)氯乙酸的脫氯活性從大到小為：TCAA，DCAA和MCAA，平均電流效率大于90%。

6 結(jié)論

水中HAAs去除涉及物理、水化學(xué)、膠體化學(xué)、界面化學(xué)和電化學(xué)、生物等方面。

(1) 對(duì)于常規(guī)飲用水處理工藝，要達(dá)到對(duì)水中HAAs的有效控制是比較困難的。在不同的水源、工藝條件下采用預(yù)氯化過程對(duì)HAAs的控制效果存在較大差異。為了強(qiáng)化對(duì)飲用水中HAAs的有效去除，在相應(yīng)處理工藝中如何強(qiáng)化微生物降解的環(huán)節(jié)、增設(shè)深度處理單元等方面還有待進(jìn)行系統(tǒng)、深入地研究。

(2) 在實(shí)際飲用水處理工藝中，對(duì)于水中 HAAs的去除，活性炭吸附發(fā)揮著重要的作用?；钚蕴勘砻婊瘜W(xué)元素、表面化學(xué)官能團(tuán)等對(duì)活性炭的HAAs吸附性能影響極大，通過適當(dāng)?shù)幕钚蕴恐圃旃に嚮蚧钚蕴扛男赃^程，獲得針對(duì)HAAs吸附去除的適宜活性炭表面物理化學(xué)性質(zhì)，是提高活性炭對(duì)水中鹵乙酸吸附性能的重要途徑。

(3) 氧化與還原作為單一的方法應(yīng)用存在一定局限，最終產(chǎn)物、中間產(chǎn)物的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)有待進(jìn)一步研究。將氧化、還原的方法與其他方法聯(lián)用，可以有針對(duì)性地克服存在的局限，發(fā)揮各自的優(yōu)勢(shì)，將其單元優(yōu)化組合，可以有針對(duì)性地控制水中HAAs含量。

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