張楷立，林大瑛，邱楚茵，何偉鋌，孫建良，李 鈺

(華南師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院，廣東省化學(xué)品污染與環(huán)境安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 環(huán)境理論化學(xué)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣東廣州 510006)

飲用水消毒可有效去除病原微生物，減少水媒介疾病的傳播[1-2]。其中，氯化消毒具有操作方便、價(jià)格低廉、性能穩(wěn)定等優(yōu)點(diǎn)，是我國(guó)乃至全球使用最久、應(yīng)用最廣的消毒方法。但氯消毒劑可與水中天然有機(jī)物、溴碘離子反應(yīng)，生成對(duì)人體健康有害的三鹵甲烷(trihalomethanes，THMs)、鹵乙酸(haloacetic acids，HAAs)、鹵乙腈(haloacetonitriles，HANs)、鹵代苯酚、鹵代羥基苯甲醛、鹵代羥基苯甲酸、鹵代硝基苯酚等消毒副產(chǎn)物(disinfection byproducts，DBPs)[3-5]。毒理學(xué)研究表明，THMs和HAAs具有致癌性和致畸性，可導(dǎo)致肝腎中毒、代謝紊亂、神經(jīng)中毒等；芳香族DBPs具有比THMs和HAAs更強(qiáng)的基因毒性、細(xì)胞毒性和生殖發(fā)育毒性等[1-6]。目前，多個(gè)國(guó)家、地區(qū)或機(jī)構(gòu)已將THMs和HAAs納入飲用水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)。根據(jù)《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB 5749—2006)規(guī)定，為確保飲用水在管網(wǎng)中免受病原微生物的二次污染，飲用水在出水廠時(shí)應(yīng)確保一定的余氯量，且管網(wǎng)末梢水中余氯必須高于0.05 mg/L[7]。由于飲用水可在輸水管網(wǎng)中停留數(shù)小時(shí)甚至數(shù)天，在此期間，水中的余氯會(huì)與有機(jī)物反應(yīng)，持續(xù)生成DBPs，增加了居民的健康風(fēng)險(xiǎn)[8]。因此，在攝入飲用水之前，居民有必要采取一些簡(jiǎn)便的方法對(duì)飲用水進(jìn)行處理，以減少水中DBPs的含量及其對(duì)身體健康的不良影響。一般而言，家庭對(duì)飲用水的處理可分為烹煮操作處理和凈水設(shè)備凈化處理兩大方向，本文將從這兩大方向綜述家庭常用的飲用水處理方法及其控制飲用水中DBPs的研究進(jìn)展，以期為讀者提供嚴(yán)謹(jǐn)、全面的家庭用水指南，并對(duì)今后的研究方向做出展望。

1 烹煮操作

1.1 直接加熱對(duì)DBPs的影響

加熱煮沸是一種家庭最常用且簡(jiǎn)便的處理方法，可有效去除余氯、滅活微生物，并減少飲用水中DBPs的含量。多項(xiàng)研究發(fā)現(xiàn)，將飲用水加熱至沸騰可有效減少水中DBPs的濃度[9-11]。Pan等[11]發(fā)現(xiàn)與未經(jīng)加熱的模擬飲用水相比，沸騰5 min后的飲用水中DBPs的總含量(總有機(jī)鹵，total organic halogen，TOX)降低了62%，其中，溴代DBPs的總含量(總有機(jī)溴，total organic bromine，TOBr)和氯代DBPs的總含量(總有機(jī)氯，total organic chlorine，TOCl)分別降低了63%和61%。減少的鹵代DBPs中，超過63%為不耐熱的揮發(fā)性DBPs，其余轉(zhuǎn)化為無機(jī)溴化物與氯化物。由于水中鹵代DBPs的減少，模擬水樣對(duì)哺乳動(dòng)物細(xì)胞的慢性毒性降低了77%，其毒性的降低程度與TOX的減少量相匹配[11]。因此，家庭常用的加熱煮沸方法可有效地使水中的揮發(fā)性DBPs的含量減少。但Pan等[11]研究的模擬水樣中并無余氯的殘留，與飲用水標(biāo)準(zhǔn)中的要求不符。為了更貼近實(shí)際情況，Liu等[12]采集了兩組來源不同的真實(shí)飲用水，發(fā)現(xiàn)與未經(jīng)加熱處理的水樣相比，沸騰5 min后的兩組飲用水水樣中TOBr分別下降了44%和38%，TOCl分別下降了39%和57%，使水樣的生長(zhǎng)發(fā)育毒性分別下降53%和57%，進(jìn)一步證明了加熱可顯著減少飲用水中鹵代DBPs的總量，進(jìn)而減少其對(duì)人體健康帶來的生長(zhǎng)發(fā)育毒性危害。

加熱法對(duì)鹵代DBPs的影響主要通過3個(gè)路徑實(shí)現(xiàn)。首先，在有余氯的情況下，自來水中的余氯在加熱過程中會(huì)繼續(xù)與水中的有機(jī)物、溴離子反應(yīng)生成DBPs[12-15]。因此，與真實(shí)自來水水樣(有余氯)中DBPs的減少程度相比，模擬自來水水樣(無余氯)中DBPs的減少程度更為明顯[10,12]。其次，非揮發(fā)性的鹵代HAAs易在沸騰過程中發(fā)生熱脫羧反應(yīng)形成相應(yīng)的揮發(fā)性THMs，并且在加熱過程中揮發(fā)去除[10,16]。此外，HAAs可在加熱過程中通過逐步的脫鹵反應(yīng)達(dá)到去除的效果，而其他結(jié)構(gòu)較復(fù)雜的DBPs可通過一系列反應(yīng)分解，如三溴甲基丁烯二酸可能會(huì)發(fā)生脫羧作用，形成三溴甲基丁烯酸，隨后通過水解失去-Br3CH，形成羥基丙酸，或者通過水解直接失去-Br3CH或-Br，形成羥基丁烯二酸或二溴羥甲基丁烯二酸[10]。另外，雖然鹵代DBPs總體水平下降，但是某些特定DBPs(如二溴乙酸、溴氯乙酸、2,4,6-三溴苯酚、3,5-二溴-4-羥基苯甲醛、3,5-二溴水楊酸和3,5-二溴-4-羥基苯甲酸)的濃度呈上升趨勢(shì)[11]。以2,4,6-三溴苯酚和二溴乙酸為例，飲用水中的2,4,6-三溴-羥基間苯二甲酸在加熱過程中通過脫羧還原反應(yīng)快速減少并生成2,4,6-三溴苯酚，隨后2,4,6-三溴苯酚通過逐步水解反應(yīng)生成二溴乙酸，如式(1)～式(2)。由于熱穩(wěn)定性的差異，在加熱過程中2,4,6-三溴-羥基間苯二甲酸的脫羧還原反應(yīng)速率高于2,4,6-三溴苯酚的水解反應(yīng)速率，2,4,6-三溴苯酚的水解反應(yīng)速率又高于二溴乙酸的脫鹵反應(yīng)速率，因此，在表觀上體現(xiàn)出2,4,6-三溴苯酚和二溴乙酸在水中的積累[11]?？傮w而言，加熱煮沸導(dǎo)致的DBPs在總體表觀上的減少是DBPs的形成、揮發(fā)與分解的綜合結(jié)果。

(1)

(2)

加熱法對(duì)鹵代DBPs的去除效果受多方面的因素影響，包括飲用水的水質(zhì)、消毒方式、水中的余氯量、加熱方式、加熱與沸騰時(shí)間、容器容積、加熱和冷卻速度等(表1)。Zhang[13]的研究表明，水中的余氯量與加熱溫度呈非線性正相關(guān)性(即余氯量在較高溫度的情況下下降得更快)，因此，余氯量與加熱時(shí)間決定了余氯在加熱過程中與水中有機(jī)物的接觸時(shí)間，即DBPs的形成反應(yīng)時(shí)間，加熱時(shí)間則決定了DBPs的揮發(fā)與分解反應(yīng)時(shí)間[9,11,14]。從剛沸騰到沸騰5 min，飲用水中THMs和HAAs的含量大幅度減少，繼續(xù)沸騰至10 min后，飲用水中TOX的水平變化不大，因此，5 min可作為日常飲用水加熱的推薦時(shí)間。但考慮到目前市場(chǎng)上大多數(shù)的加熱器在飲用水沸騰后會(huì)立刻關(guān)閉或者只能維持較短時(shí)間的沸騰狀態(tài)，Carrasco等[17]直接對(duì)市場(chǎng)上常見的3種加熱設(shè)備的效果進(jìn)行評(píng)價(jià)，結(jié)果顯示微波爐對(duì)THMs的去除效果最好，熱水壺最差。Shi等[18]比較了微波輻射和平底鍋加熱對(duì)HANs的去除影響，結(jié)果顯示微波爐對(duì)HANs的去除效果比平底鍋更好(平均提高7%)，其原因可能容器的容積和封蓋方式不同，此外，輻射時(shí)間和輻射功率的增加，會(huì)加快加熱的速度，從而提高HANs的去除率。沸騰后的飲用水可采取所需時(shí)間更長(zhǎng)的空氣靜置冷卻方式，該方法可使揮發(fā)性DBPs揮發(fā)更充分[15]。

表1 加熱法及其相關(guān)影響因素對(duì)飲用水中DBPs的影響

1.2 烹飪調(diào)味料與食品添加劑的使用對(duì)DBPs的影響

在煮水、烹飪過程中，飲用水中的余氯可以與有機(jī)食材進(jìn)一步反應(yīng)生成DBPs。近期研究表明，食鹽、食糖等烹飪調(diào)味料或甜味劑、維生素、蘇打等食品添加劑在烹飪過程中能影響DBPs的生成與轉(zhuǎn)化。因此，需要合理使用調(diào)味料和添加劑，以減少DBPs在煮水、烹飪過程中的生成。

1.2.1 食鹽

食鹽是烹飪時(shí)不可缺少的調(diào)味料，我國(guó)是全球鹽產(chǎn)品的主要生產(chǎn)地，年產(chǎn)量高達(dá)9 200萬t[19]。食鹽來源于海洋、井水、湖泊等水源，主要成分是氯化鈉。水源中的溴離子，由于物化性質(zhì)與氯離子相近，難以在鹽的精制過程中去除。Zhang等[20]發(fā)現(xiàn)溴離子的含量與食鹽的來源密切相關(guān)，海鹽作為最主要的食鹽來源，每kg鹽的溴含量最高，達(dá)212 mg/kg；其次是井鹽和巖鹽，溴含量為137 mg/kg；湖鹽和竹鹽的使用量相對(duì)較少，其溴含量也相對(duì)較低，<100 mg/kg。碘是人體甲狀腺激素、腦功能發(fā)育和細(xì)胞生長(zhǎng)不可缺少的元素，世界衛(wèi)生組織建議成人碘的日均攝入量為80～150 μg[21]，全球超過70%的家庭在烹飪過程中使用加碘食鹽，以達(dá)到世界衛(wèi)生組織的建議值[22]。根據(jù)膳食結(jié)構(gòu)和飲食習(xí)慣的不同，各個(gè)國(guó)家和地區(qū)的碘鹽含量和成分各不相同[23-25]：肯尼亞等一些非洲國(guó)家的碘鹽成分為碘酸鉀，碘含量較高，每kg鹽的碘含量可達(dá)100 mg；美國(guó)和加拿大等美洲國(guó)家規(guī)定，每kg鹽的碘含量為50～100 mg，碘劑以碘化鉀為主；荷蘭、法國(guó)、希臘等歐洲國(guó)家使用的加碘鹽差異較大，每kg鹽的碘含量為8～69 mg，除了使用碘酸鉀和碘化鉀這兩種常見的碘劑，還會(huì)使用碘化鈉作為碘劑補(bǔ)充碘含量。根據(jù)我國(guó)現(xiàn)行的《食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)》標(biāo)準(zhǔn)(GB 26878—2011)中規(guī)定[26]，每kg鹽的碘含量應(yīng)為20～30 mg，碘劑以碘酸鉀為主。

研究表明，飲用水中的余氯可將食鹽中的溴、碘離子氧化生成次溴酸和次碘酸[24]。與次氯酸性質(zhì)相近，具有氧化性的次溴酸和次碘酸可以與水中的有機(jī)物發(fā)生加成、取代等反應(yīng)，生成溴代和碘代DBPs。因此，溴、碘離子在烹飪過程中的引入會(huì)生成比常規(guī)氯代DBPs毒性更高的溴代和碘代DBPs，應(yīng)通過優(yōu)化食鹽在烹飪過程中的使用以減少DBPs的生成量。研究發(fā)現(xiàn)，在烹飪過程中含溴食鹽的加入會(huì)導(dǎo)致溴代甲烷、溴乙酸、溴代苯酚、溴代羥基苯甲醛、溴代羥基苯甲酸、溴代環(huán)戊烯二酮等多種溴代DBPs的生成[20]，而碘化鉀鹽的加入則會(huì)導(dǎo)致碘乙酸、碘代羥基苯甲醛、碘代羥基苯甲酸和碘代硝基苯酚等多種碘代DBPs的生成[24]。這些溴代和碘代DBPs與飲用水的消毒方式、水中的余氯量、食鹽的類型與添加量，以及烹飪過程都有關(guān)系[20,24,27]，如表2所示。因此，可在烹飪過程中通過以下方式進(jìn)行控制：(1)使用溴含量較少的湖鹽或竹鹽可減少溴代DBPs的生成、使用碘酸鉀型的碘鹽可減少碘代DBPs的生成；(2)食鹽可在其他食材充分煮熟后再進(jìn)行添加，以減少其與余氯、有機(jī)物的接觸時(shí)間。但烹飪溫度和烹飪時(shí)長(zhǎng)的控制對(duì)溴代和碘代DBPs的影響不一致，如提高烹飪的溫度和延長(zhǎng)烹飪時(shí)間，可加速溴代DBPs的脫鹵或水解反應(yīng)，從而減少DBPs含量，但增加烹飪時(shí)長(zhǎng)，會(huì)促進(jìn)碘代DBPs的生成，其原因是隨著烹飪時(shí)間的增加，水中的氯胺可能會(huì)繼續(xù)將碘離子氧化成次碘酸，從而產(chǎn)生并積累更多的碘代DBPs。因此，當(dāng)溴、碘元素共存的情況下，需進(jìn)一步考慮如何通過烹飪溫度和烹飪時(shí)長(zhǎng)實(shí)現(xiàn)對(duì)鹵代DBPs的控制。

表2 含溴食鹽與加碘鹽在烹飪過程中對(duì)DBPs的影響

1.2.2 天然食糖與人工甜味劑

糖也是烹飪過程中常用的調(diào)味料，天然食糖可分為單糖(如葡萄糖)、雙糖(如蔗糖、麥芽糖)、低聚糖(如麥芽三糖、麥芽五糖)和高聚糖(如纖維素、淀粉)，主要通過果蔬、谷類食品、奶制品和淀粉水解物的食品獲得[28]。還原性的木糖、葡萄糖可與次氯酸發(fā)生氧還原反應(yīng)，達(dá)到去除水體中余氯的目的[29-31]。Zhang等[20]研究表明，葡萄糖、麥芽糖和淀粉等碳水化合物可在烹飪過程中生成多種極性DBPs，其主要機(jī)理在于它們水解產(chǎn)物上的羥基和糖苷鍵可被氯和氯胺氧化成醛、酮、羧基。目前，天然食糖對(duì)DBPs的影響研究主要集中在受管控的THMs。Navalon等[32]研究了單糖(木糖、核糖、半乳糖、果糖、赤蘚酮糖、果糖)、雙糖(麥芽糖)及低聚糖(麥芽三糖、麥芽五糖)對(duì)氯化消毒的飲用水中THMs的生成影響。如圖1所示，水中THMs的濃度與食糖的類型、原水的無機(jī)離子濃度和pH值呈正相關(guān)關(guān)系。此外，水溶液中的金屬離子可以與碳水化合物(如麥芽糖、果糖等)進(jìn)行絡(luò)合后再與水中的氯進(jìn)行反應(yīng)，生成THMs[33]。

圖1 單糖、雙糖與低聚糖對(duì)THMs的生成量影響(a)0～200 mg/L氯離子；(b)0～100 μg/L溴離子；(c)pH值=5、8、11[32]

從20世紀(jì)70年代初起，全世界對(duì)糖的需求日益劇增，僅靠天然食糖的供給已無法滿足人們生活食用所需。因此，人工甜味劑逐漸代替天然食糖在面包、飲料、糖果等食品中的應(yīng)用，并有可能代替天然食糖在烹飪過程中使用。根據(jù)2019年全球化學(xué)經(jīng)濟(jì)手冊(cè)統(tǒng)計(jì)，全球人工甜味劑的產(chǎn)量高達(dá)16萬t，其中，我國(guó)是消費(fèi)最多的國(guó)家，占總產(chǎn)量的33%[34]。糖精是一種常見的人工甜味劑，其甜度比天然的蔗糖高500倍，我國(guó)糖精的使用量超出國(guó)際平均水平14倍之多[35]。馬曉雁等[36]發(fā)現(xiàn)，糖精可作為DBPs的前驅(qū)物質(zhì)，氯化后的糖精可發(fā)生羥基取代基斷鍵、開環(huán)等反應(yīng)，從而產(chǎn)生酚、氨基苯酚、馬來酸等物質(zhì)，隨后通過水解反應(yīng)等生成THMs和HANs。當(dāng)在水樣中加入20 mg/L的糖精并進(jìn)行氯消毒時(shí)，可生成2～162 μg/L的三氯甲烷、二氯乙酸、三氯乙酸、二氯乙腈等DBPs。三氯蔗糖、乙酰磺胺和天門冬氨酸是美國(guó)最常用的合成甜味劑[37-38]。Prescott等[39]認(rèn)為，三氯蔗糖與N-亞硝基二甲胺的前驅(qū)物質(zhì)有關(guān)，可通過監(jiān)測(cè)其在水體中的濃度與兩者之間的關(guān)系模型，估算水體中N-亞硝基二甲胺的含量。Li等[40]發(fā)現(xiàn)，乙?；前吩趐H值為4.8～9.4時(shí)可與氯消毒劑反應(yīng)生成二氯乙酸、三氯乙酰胺和二氯乙酰胺等DBPs。此外，Bond等[41]指出，半乳糖是氯仿、三氯丙烷、二氯丙烷等DBPs的前驅(qū)物，其形成DBPs的過程受水樣pH值的影響。

因此，無論是天然食糖還是人工甜味劑都可作為DBPs的前驅(qū)物，與消毒劑反應(yīng)生成DBPs。目前，如何通過控制煮水和烹飪過程中天然食糖或人工甜味劑的添加操作減少水中DBPs的研究鮮有報(bào)道，而在此過程中，DBPs的轉(zhuǎn)化機(jī)理尚未明確，這些都值得引起后人的關(guān)注，并進(jìn)一步研究。

1.2.3 其他調(diào)味料與添加劑

碳酸鈉，俗稱蘇打，常用于食品的發(fā)酵、pH值控制、改變口感等[42-43]。最新研究發(fā)現(xiàn)，碳酸根離子的水解反應(yīng)提高了飲用水的pH，加快了余氯在水中的降解速率。因此，碳酸鈉的添加可防止飲用水中的余氯在加熱、煮水過程中形成更多的鹵代DBPs[44-45]。此外，由于碳酸鈉的加入導(dǎo)致pH值的升高，可促進(jìn)多種鹵代芳香族DBPs的水解，水解產(chǎn)物(如可揮發(fā)的THMs)則可通過加熱煮沸去除，從而減少水中總DBPs的含量[44]。與未添加碳酸鈉的煮水樣相比，在煮水前加入少量碳酸鈉(2.5～10 mg/L)可使水中TOX降低26%～36%，從而降低水樣8.8%～27.5%的總體毒性[44]。需要注意的是，碳酸鹽需要根據(jù)飲用水本身的水質(zhì)(如余氯、pH、堿度等)進(jìn)行添加。

維生素C可提高人體免疫力、促進(jìn)大腦神經(jīng)元發(fā)育所需并作為底物合成各種人體所需的激素[46]。維生素C的分子結(jié)構(gòu)與葡萄糖類似，是一種多羥基化合物，具有很強(qiáng)的還原性，可用于去除飲用水中的余氯[13,44]。Liu等[44]發(fā)現(xiàn)，在煮水前加入少量維生素C，可使水中TOX、TOCl和TOBr進(jìn)一步降低。與未添加維生素C的煮水樣相比，加入10 mg/L維生素C的模擬飲用水水樣和真實(shí)飲用水樣中的TOX分別降低49%和3%，使水樣的生長(zhǎng)發(fā)育毒性分別降低了58%和9%[44]。其中，這兩種水樣DBPs總量的降低差異在于煮水前水樣中余氯量的差異，所取的真實(shí)飲用水樣中的余氯量(<0.1 mg/L)遠(yuǎn)低于模擬飲用水樣中的余氯量(3.1 mg/L)。因此，維生素C的添加可防止飲用水中的余氯在加熱、煮水過程中形成更多的鹵代DBPs。值得一提的是，各種蔬果當(dāng)中(如檸檬)富含維生素C[46]，在家庭中可在飲用水中添加更容易獲得的檸檬片代替?zhèn)鹘y(tǒng)的維生素C藥片，用以控制飲用水中的DBPs。

HAAs是飲用水中最常見的受管控DBPs，其結(jié)構(gòu)是乙酸上的甲基被一個(gè)或多個(gè)鹵素原子取代而成。由于其具有非揮發(fā)性與親水性，較難通過家庭常用的加熱法將其去除。早在20世紀(jì)20年代，HAAs與胺化劑(由碳酸銨和一水合氨混合而成)的氨解反應(yīng)被用于氨基酸生產(chǎn)(以甘氨酸為例：ClCH2COOH + NH3→ H2NCH2COOH + HCl)[47-50]。因此，在飲用水中加入適量胺化劑，可使有害的HAAs轉(zhuǎn)化成對(duì)人體有益的氨基酸。Li等[47]的研究顯示，不同的HAAs轉(zhuǎn)化到甘氨酸的速率不同(碘乙酸>溴乙酸>氯乙酸)，其轉(zhuǎn)化率的差異主要由于分子中碳-鹵素鍵的強(qiáng)度差異(即鍵的強(qiáng)度越高，轉(zhuǎn)化率越低)。碘乙酸的轉(zhuǎn)化率隨著反應(yīng)時(shí)間增加和溫度升高而增加：在90 ℃下持續(xù)反應(yīng)，碘乙酸在150 min的轉(zhuǎn)化率是60 min的1.5倍；而在相同的烹飪時(shí)間(150 min)下，碘乙酸在90 ℃的轉(zhuǎn)化率是在60 ℃的5.1倍。此外，碘乙酸轉(zhuǎn)化為甘氨酸的速率與胺化劑的成分有關(guān)，當(dāng)碳酸銨與一水合氨的質(zhì)量比為2∶3時(shí)，可使碘乙酸的轉(zhuǎn)化率達(dá)到最高[48]。通過在實(shí)際飲用水中加入少量的胺化劑后進(jìn)行加熱，由于HAAs的氨解反應(yīng)，以及它與其他鹵代DBPs的脫鹵和水解反應(yīng)，可使實(shí)際水樣的總體毒性降低。因此，在實(shí)際生活中，可在烹飪過程中加入適量的胺化劑，就可以實(shí)現(xiàn)HAAs到甘氨酸的轉(zhuǎn)化，從而達(dá)到控制飲用水中HAAs的目的。

2 凈水設(shè)備處理法

2.1 過濾式凈水設(shè)備對(duì)DBPs的影響

過濾式凈水器是目前家庭中最常用的凈水設(shè)備，一般由活性炭(activated carbon，AC)前置處理系統(tǒng)、膜處理系統(tǒng)和AC后置處理系統(tǒng)組成(圖2)。其中，AC前置處理系統(tǒng)主要將水龍頭末梢水中的顆粒物、懸浮物等雜質(zhì)去除，保證水質(zhì)可進(jìn)一步膜處理；膜處理系統(tǒng)以反滲透膜為主，通過高壓泵使水中的溶解鹽、膠體、細(xì)菌、病毒和大部分有機(jī)物及重金屬離子去除；AC后置系統(tǒng)則可進(jìn)一步保證水質(zhì)安全，去除殘余的余氯、有機(jī)污染物(如DBPs)[51-52]。

圖2 過濾式凈水器結(jié)構(gòu)

AC是經(jīng)過炭化和活化工藝制備的多孔吸附性碳化物，具有豐富的孔隙結(jié)構(gòu)、較大的比表面積和較好的吸附能力[53]。由于AC具有還原性質(zhì)，可通過吸附及氧化還原反應(yīng)去除飲用水中的余氯，減少DBPs的生成[54]。此外，AC還可以通過物理吸附作用和化學(xué)吸附作用去除水中的DBPs，物理吸附作用主要是通過分子之間的范德華力來去除DBPs；化學(xué)吸附作用則主要是通過和吸附分子發(fā)生電子的轉(zhuǎn)移、交換或共有形成化學(xué)鍵去除DBPs[55-56]。AC對(duì)DBPs的去除效果與其性質(zhì)和顆粒大小，以及水中DBPs的類型有關(guān)。一般來說，AC表面含氧官能團(tuán)數(shù)量的增多會(huì)降低AC的吸附能力，而當(dāng)其表面的堿性基團(tuán)數(shù)量較多時(shí)，則會(huì)增強(qiáng)對(duì)某些DBPs(如三氯丙酮)的吸附能力[57]。按照AC的顆粒大小可分為粉末AC(直徑<0.2 mm)和顆粒AC(直徑為0.2～5 mm)，粉末狀的AC總面積最大，吸附效果最佳，但粉末狀的AC不可再生，很容易隨水流出，難以控制，相比之下，顆粒AC因顆粒較大而不易流動(dòng)，且可再生利用，常應(yīng)用于凈水設(shè)備中[56,58]。研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)AC應(yīng)用于凈水設(shè)備時(shí)，AC對(duì)疏水性強(qiáng)、鹵代程度高、極性低的小分子DBPs有非常好的去除效果，如THMs、HAAs、水合氯醛和鹵代乙醛的去除率可分別達(dá)60%，60%，94%和100%[59-63]。最近的小試試驗(yàn)結(jié)果表明，AC對(duì)鹵代苯酚、鹵代水楊酸、鹵代對(duì)苯二酚、鹵代醌等芳香族DBPs也有很好的去除效果，其去除率達(dá)55%～95%[64-66]。但強(qiáng)親水性的DBPs容易隨水遷移，不易被AC吸附去除，因此，AC對(duì)鹵代乙酰胺的去除率只有22%～30%[68-69]。DBPs在AC中的去除率隨飲用水的pH值(5～9)和溫度(5～20 ℃)的升高、以及流速(20～1 500 mL/min)的降低而增大[59,69-70]。值得一提的是，Stalter等[62]發(fā)現(xiàn)，AC對(duì)細(xì)菌的去除效果較差，需要與膜處理系統(tǒng)結(jié)合才能更有效地減少飲用水中的微生物數(shù)目。

由于膜技術(shù)的快速發(fā)展，膜分離技術(shù)也應(yīng)用在凈水設(shè)備中，其中，反滲透膜(孔徑<1 nm)在允許水分子通過的同時(shí)，能有效截留所有溶解鹽及分子量大于100 Da的有機(jī)物，常應(yīng)用于飲用水處理中[71-74]。研究表明，一級(jí)反滲透技術(shù)對(duì)HAAs、THMs和HANs的去除率可達(dá)90%、60%和50%[73-74]，而在最新的多級(jí)反滲透技術(shù)去除HAAs的研究中發(fā)現(xiàn)，反滲透的級(jí)數(shù)越高、壓力適中(0.4～0.6 MPa)且水體環(huán)境呈堿性時(shí)，HAAs的去除效果最好[75]。考慮到水質(zhì)、水量、能源和投資成本等因素，可優(yōu)先考慮級(jí)數(shù)為四級(jí)的反滲透工藝技術(shù)，并做進(jìn)一步的研究[75]。由于反滲透技術(shù)對(duì)水質(zhì)的要求較高，飲用水通過反滲透膜前需要進(jìn)行預(yù)處理，研究表明，AC與反滲透技術(shù)結(jié)合一起時(shí)，對(duì)水中微生物和TOX的去除效果最佳[63]。

目前，過濾式凈水器對(duì)DBPs去除的研究主要側(cè)重于受管控的THMs和HAAs，對(duì)毒性較高的含氮DBPs和芳香族DBPs的去除效果及其相關(guān)影響因素的研究較少，可進(jìn)一步深入研究。在過濾式凈水器的使用中，需要注意以下問題[59,76-77]：(1)根據(jù)原水水質(zhì)需要針對(duì)性地選擇濾芯和膜，以達(dá)到最佳過濾效果；(2)對(duì)于可設(shè)置參數(shù)的凈水器，需要合理設(shè)置流速等相關(guān)參數(shù)，以確保較高的出水效率及良好的污染物去除效果；(3)為防止凈水器中濾芯飽和富集污染物和微生物的繁殖所造成的二次污染，需要定期對(duì)凈水設(shè)備進(jìn)行清洗并更換濾芯。

2.2 紫外凈水設(shè)備對(duì)DBPs的影響

紫外線(ultraviolet，UV)凈水設(shè)備是通過UV破壞微生物的DNA或RNA分子使其失去活性、無法繁殖，從而有效降低飲用水中病原微生物的污染水平[78]。一般而言，家用UV凈水設(shè)備的組成如圖3所示[78]，電路板與UV燈管和石英套管相連，控制UV燈的啟動(dòng)與熄滅；UV燈管裝在高透射率的石英套管內(nèi)與水體隔開，對(duì)UV燈起保護(hù)作用；整個(gè)消毒單元由對(duì)UV具有較高的反射率的不銹鋼外套筒包裹。當(dāng)飲用水進(jìn)入設(shè)備后，流過石英套管與外套管間的水流通道，進(jìn)行殺菌消毒。此外，電路模塊還包括時(shí)間記錄器、鎮(zhèn)流器、故障警報(bào)器等[78]。

圖3 家用凈水器紫外線消毒系統(tǒng)結(jié)構(gòu)

UV技術(shù)在有效去除病原微生物的同時(shí)，還可利用DBPs在UV光譜范圍內(nèi)的吸收特性對(duì)其進(jìn)行直接光解，以及利用UV光解體系同步產(chǎn)生自由基(如·H、·OH等)對(duì)其進(jìn)行間接光解，進(jìn)一步降低飲用水的健康風(fēng)險(xiǎn)[79]。傳統(tǒng)的UV燈波長(zhǎng)為254 nm，在其光照下，可在短時(shí)間內(nèi)有效去除THMs、HAAs、HANs、鹵代硝基甲烷、鹵代乙醛、鹵乙酰胺、亞硝胺等DBPs。THMs的光降解效率則普遍高于HAAs和鹵代乙醛[80-83]：4 min的UV照射后，水中95%以上的三碘甲烷、二碘甲烷和三溴甲烷，70%以上的氯碘甲烷和一氯二溴甲烷，以及約20%的一溴二氯甲烷被去除；而去除水中80%以上的一碘乙酸、二溴乙酸和溴氯乙酸，約40%的一溴乙酸、三氯乙酸和氯代乙醛，以及約10%的二氯乙酸和一氯乙酸則需20 min的UV照射。此外，飲用水中鹵苯醌的降解率達(dá)80%左右[84]。DBPs在UV設(shè)備系統(tǒng)中的光解速率與UV燈的類型與工作參數(shù)設(shè)定、DBPs類型、水質(zhì)參數(shù)(如pH、余氯濃度)等有關(guān)。Li等[85]指出，與254 nm相比，光波長(zhǎng)在280 nm時(shí)效率更高、成本更低，因而有較大的發(fā)展前景。一般而言，鹵代程度越高、鹵代元素的分子量越大，光解速度越快，其與鹵素?cái)?shù)量和取代鹵素的鍵離解能有關(guān)[86]。此外，F(xiàn)ang等[83]研究發(fā)現(xiàn)，與酸性條件(pH值為3～5)相比，在中性到堿性條件(pH值為7～9)下可提高鹵代硝基甲烷的UV光解有效性。目前，UV與發(fā)光二極管(UV-LED)聯(lián)用是一種比較新穎的方法[85]，UV-LED的抗沖擊能力強(qiáng)，體積小，且可在特定的峰值波長(zhǎng)發(fā)射光，帶寬很窄，因此，它可以根據(jù)需要靈活地選擇和組合特定的波長(zhǎng)進(jìn)行高效的消毒，但該技術(shù)對(duì)DBPs的降解機(jī)理和影響尚未明確，值得科研人員對(duì)其進(jìn)一步研究[85-86]。

雖然UV消毒技術(shù)在家用凈水設(shè)備的應(yīng)用得到了一定的關(guān)注，但由于其家用特點(diǎn)及穩(wěn)定性、安全性等因素的影響，UV在家用凈水器方面應(yīng)用并不廣泛[87-88]。

(1)UV技術(shù)在理論上不產(chǎn)生DBPs，但飲用水中普遍存在余氯，在UV輻射的作用下會(huì)產(chǎn)生氯自由基，并有可能與水中的有機(jī)物生成氯代DBPs。

(2)UV燈管在工作前需要預(yù)熱，難以實(shí)現(xiàn)家庭飲用水即開即飲的需求。

(3)UV燈管若保持長(zhǎng)時(shí)間工作，會(huì)使凈水器內(nèi)部的水溫升高導(dǎo)致浪費(fèi)能源，也會(huì)縮短燈管的使用壽命，因此，需要設(shè)計(jì)特殊的電路控制燈管的啟動(dòng)與熄滅功能。

(4)凈水器的供電需要做到水電分離，以保證凈水器的穩(wěn)定運(yùn)行與避免可能出現(xiàn)的安全隱患。

(5)目前缺少對(duì)UV凈水器安全評(píng)價(jià)系統(tǒng)的推廣，導(dǎo)致大眾對(duì)UV凈水器的接受度較低，常作為過濾式凈水設(shè)備的輔助單元聯(lián)合使用。

3 總結(jié)和展望

家庭常用控制氯化消毒飲用水中DBPs的方法主要包括烹煮操作處理(如加熱沸騰、使用調(diào)味料或添加劑)和凈水設(shè)備凈化處理(如AC-反滲透膜過濾、UV照射)。這些家庭處理方法是飲用水進(jìn)入人體前的最后一道防線，如能合理使用，可從以下幾個(gè)方面有效控制水中DBPs的含量及其對(duì)人體健康帶來的不良影響。

(1)在喝水之前，對(duì)飲用水進(jìn)行加熱，并持續(xù)一定時(shí)間的沸騰狀態(tài)(建議5 min)。

(2)選擇溴含量較少的湖鹽或竹鹽、碘酸鉀型的碘鹽。

(3)可在其他食材充分煮熟后再添加食鹽。

(4)在烹煮過程中，加入少量的蘇打和維生素C。

以設(shè)備處理而言，可在家中安裝帶有過濾與UV功能的凈水設(shè)備，但需注意及時(shí)更換、清洗凈水器中的濾芯和濾膜。值得一提的是，需要進(jìn)一步探究如何解決烹煮操作處理和凈水設(shè)備凈化處理的局限性。

(1)加熱法可造成飲用水中非揮發(fā)性物質(zhì)(如金屬離子)的累積，這些非揮發(fā)性物質(zhì)有可能與水中殘余的DBPs發(fā)生各種聯(lián)合作用，影響飲用水的水質(zhì)。

(2)仍有許多本文未統(tǒng)計(jì)的調(diào)味料或添加劑會(huì)在烹飪過程中被添加，而其對(duì)DBPs的影響及其注意事項(xiàng)尚未明確。

(3)凈水設(shè)備的使用會(huì)涉及二次污染物的生成或富集累積、用電安全等問題。

此外，目前對(duì)家庭處理方法控制DBPs的研究主要集中在氯化消毒后的THMs、HAAs等受管控DBPs的影響，隨著現(xiàn)代檢測(cè)技術(shù)的發(fā)展，許多毒性更高的新興DBPs(如含氮DBPs、芳香族DBPs)不斷被檢出，但家庭處理方法對(duì)其他消毒方法以及新興DBPs的影響研究仍處于起步階段，針對(duì)上述問題，在之后的研究中需要進(jìn)一步的探討。