曝氣生物濾池對消毒副產物及其前體物的控制機制

孫 鵬,王文冰,何 航,張偉軍,4*

(1.寧夏環保集團有限責任公司,寧夏 銀川 750004;2.中國地質大學(武漢)環境學院,湖北 武漢 430078;3.中國地質大學(武漢)長江流域環境水科學湖北省重點實驗室,湖北 武漢 430078;4.中國科學院生態環境研究中心,北京 100085)

消毒能有效殺滅飲用水中的病原微生物,控制經飲用水途徑傳播的傳染病的發病率,從而保障公共衛生安全[1]。因此,消毒已成為水處理系統中不可或缺的一部分[2-4]。但水中的溶解性有機質(dissolved organic matter,DOM)與消毒劑(氯、氯胺和二氧化氯等)反應時會不可避免地產生有毒有害的消毒副產物(disinfection by-products,DBPs)[5-7]。毒理學研究表明DBPs具有細胞毒性、遺傳毒性和致突變性[8-10]。流行病學研究報道顯示,城市人群膀胱癌發病率與自來水DBPs濃度具有一定的相關性[11]。因此,飲用水中DBPs的控制已成為環境工程與環境健康研究的熱點問題[9]。

控制飲用水中DBPs的3種主要方法為源頭控制、過程控制和末端控制,分別應用在消毒前、消毒中和消毒后[12]。其中,源頭控制指的是通過去除DBPs前體物DOM來最小化DBPs的生成。常規的飲用水處理工藝包括混凝沉淀、介質過濾和消毒,但只有混凝沉淀能夠去除一部分DOM,而出水中DOM的生物可利用有機物可能導致管網異養菌生長,從而危害水質安全。因此,曝氣生物濾池(biological aerated filter,BAF)憑借著能夠有效去除水中的生物可利用有機質和營養鹽等優勢,越來越廣泛地被用于水處理系統中[13-16]。然而,BAF如何通過改變DOM分子組成從而影響出水中DBPs生成的機制仍不清楚。

傳統的光譜法(如紫外可見光譜、三維熒光光譜)已被廣泛地用于表征水處理過程中DOM的轉化,但是這些方法不能從分子層面揭示DOM在水處理過程中的轉化。常規的DBPs分析方法如氣相色譜和氣相色譜質譜聯用等檢測出的DBPs僅能解釋濃度占比不到40%的總有機鹵化物,有大約60%的DBPs的結構和分子組成仍然是未知的[17],這部分DBPs通常具有較高的極性[18-19],并不適合用常規的方法分析。傅里葉變換離子回旋共振質譜(FT-ICR MS)是目前分辨率最高的質譜技術,能夠精準地鑒定DOM分子的分子式,這使得同時分析DBPs及其前體物的分子特征成為可能[20-21]。因此,FT-ICR MS已成功地被用于在分子水平上追蹤DOM在不同水處理系統中的轉化,包括飲用水廠[22]、城市污水處理廠[23]、再生水廠[3]和工業廢水處理廠[24]。此外,結合FT-ICR MS和質量差網絡分析可以從DBPs生成途徑的角度來分析DBPs及其前體物[17,25],能夠更清晰地闡明DBPs的生成機制。但是目前大多數研究僅關注了BAF對常規DBPs濃度的影響[12],未知DBPs 的分子組成和其前體物的轉化途徑尚不清楚。為此,本研究選擇某水廠的BAF單元為研究對象,采用FT-ICR MS結合光譜技術和色譜質譜聯用等方法探究BAF通過改變DOM的分子組成從而影響后續氯化消毒過程中DBPs生成的分子機制,并通過質量差網絡分析揭示DBPs的生成途徑,旨在為水處理過程中DBPs的控制和水質安全保障提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 水樣采集

2022年7月在浙江省義烏市某水廠取水樣,該水廠進水為義烏江江水。飲用水處理工藝流程為:進水、BAF(填料為陶粒,停留時間為1 h)、氯化消毒、混凝沉淀(聚合氯化鋁)、砂濾和出水。分別取水廠進水和BAF出水5 L,水樣采集完立即用0.45 μm孔徑的玻璃纖維濾膜過濾,隨后避光保存在4 ℃的冰箱中以待后續分析。水樣的基本水質參數見表1。

表1 水樣的基本水質指標

1.2 消毒試驗

首先向兩組水樣中投加一系列自由氯濃度的次氯酸鈉溶液,確保氯化消毒1 d后水樣中余氯濃度為(1±0.5) mg Cl2/L時所需的加氯量(見表1)。隨后向250 mL水樣中投加次氯酸鈉溶液使液體充滿棕色瓶,避光培養1 d。試驗分為兩組,分別用于常規DBPs測定和未知DBPs測定(FT-ICR MS)。培養結束之后測定余氯濃度,向用于常規DBPs測定的水樣中投加1.5倍余氯濃度(摩爾比)的硫代硫酸鈉淬滅余氯,向用于未知DBPs測定的水樣中投加2.5%的甲酸溶液將pH值調至2左右,余氯在此期間也被淬滅。

1.3 固相萃取試驗

首先依次用18 mL甲醇(LC-MS級)和18 mL 甲酸(LC-MS級)酸化的超純水(pH值約為2)活化固相萃取小柱(安捷倫PPL柱,500 mg,6 mL);然后將水樣以大約5 mL/min的速度泵入PPL小柱,上樣結束后用20 mL酸化超純水沖洗PPL小柱;最后用柔和的氮氣流將柱內的水分完全去除,在確保PPL小柱充分干燥后,使用6 mL甲醇洗脫,用氮氣吹干后避光保存在-18 ℃的冰箱中待FT-ICR MS分析。

1.4 分析方法

1.4.1 常規水質參數分析

溶解性有機碳(DOC)和在254 nm波長處的吸光度(UV254值)采用島津公司的總有機碳分析儀(TOC-L)和紫外分光光度計(UV 2600)測定;水樣中氨氮、總氮(TN)和總磷(TP)分別根據國標《水質 氨氮的測定 納氏試劑分光光度法》(HJ 535—2009)、《水質 總氮的測定 堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法》(HJ 636—2012)和《水質 總磷的測定 鉬酸銨分光光度法》(GB 11893—89)測定。游離余氯采用N,N-二乙基對苯二胺(DPD)分光光度法測定。

1.4.2 常規DBPs測定

三鹵甲烷(trihalomethanes,THMs)采用島津公司的氣相色譜串聯電子俘獲檢測器(GC-2010)測定;鹵乙酸(haloacetic acids,HAAs)采用Waters公司的高效液相色譜-三重四極桿質譜聯用儀(TQ-S micro)測定;鹵乙腈(haloacetonitriles,HANs)和鹵代硝基甲烷(halonitromethanes,HNMs)采用島津公司的三重四極桿氣相色譜質譜聯用儀(TQ 8040)測定;總有機氯化物濃度(以Cl計)采用雙活性炭柱吸附法結合總有機鹵素分析儀測定(Multi X?2500,Analytik Jena)。將總有機氯化物濃度減去每種含氯DBP中Cl原子的當量濃度(以Cl計)得到未知總有機氯化物濃度[26]。

1.4.3 未知DBPs的FT-ICR MS測定

采用Bruker公司的SolariX 7.0 T FT-ICR MS對樣品進行檢測,離子源為負離子模式電噴霧。主要檢測參數為:進樣速度為120 μL/h,毛細管入口電壓為-3.8 kV,離子累積時間為0.04 s,采集質量范圍為100～1 000 Da,采樣點數為4 M 32 位數據。檢測前用10 mmol/L甲酸鈉對儀器進行外部校正,檢測后使用基于已知NOM化合物的內部參考質量表對譜圖進行內部校準。

采用R軟件中的MFAssignR包進行分子式匹配[27],具體流程如下:首先過濾含有13C和34S同位素質量的峰,以避免錯誤的單同位素分子式分配;然后初步匹配含C、H和O的分子式,并通過RecalList函數中的10個內部再校準序列對分子式重新校準;最后利用MFAssign函數進行分子式匹配。分子式匹配完成后,先通過基于Matlab的鹵素提取代碼對含氯分子式進行同位素驗證[28],并剔除不合理的分子式;再去除樣品中與程序空白和溶劑空白中的相同的分子式,得到的結果即為后續數據分析所需的質譜數據。通過Excel表的Countif函數對比BAF前后和消毒前后水樣中DOM分子,僅存于處理前的水樣中的DOM分子為被去除的DOM分子,僅存于處理后的水樣中的DOM分子為生成的DOM分子,共存于處理前后水樣中的DOM分子為未變化的DOM分子。

用于表征DOM不飽和度的等效雙鍵當量(DBE)、表征芳香度的修正芳香性指數(AImod)[29]和指示DOM分子氧化還原狀態的碳的名義氧化程度(nominal oxidation state of carbon,NOSC)[30]的計算公式如下:

DBE=(2nC+2-nH+nN)/2

(1)

Almod=(1+nC-0.5nO-nS-0.5nH)/(nC-0.5nO-nS-nN)

(2)

NOSC=4-(4+nH-2nO-3nN-2nS+5nP)/nC

(3)

式中:nC、nH、nN、nO、nS、nP分別代表C、H、N、O、S、P原子的數量。

根據DOM分子的AImod和氫碳比(H/C)值將其分為以下幾類物質[31]:稠環多環芳烴(AImod> 0.66)、多酚類物質(0.66≥AImod>0.5)、高度不飽和類及酚類物質[AImod≤0.5和H/C≤1.5]、脂肪類物質(AImod≤0.5和2≥H/C>1.5)和飽和類物質(H/C>2)。

2 結果與討論

2.1 BAF對水質和常規DBPs生成的影響

由表1可知:BAF處理對水樣的pH值和電導率影響不大,而濁度降低了近90%,DOC和UV254值分別降低了約28%和16%,致使氯化消毒所需的氯劑量從7.4 mg Cl2/L降低到5.9 mg Cl2/L。但值得注意的是,水廠進水氨氮濃度僅為0.28 mg/L,這可能會導致濾池難以掛膜或生物膜脫落,使其對有機物的去除率降低。BAF處理和消毒前后水樣的三維熒光光譜圖,如圖1所示。

圖1 BAF處理和消毒前后水樣的三維熒光光譜Fig.1 Three-dimensional fluorescence spectra before and after BAF treatment and disinfection

由圖1可以看出:BAF處理和消毒前后水樣的三維熒光光譜的變化,經BAF處理后水樣中溶解性微生物產物(soluble microbial products,SMPs)和類芳香蛋白質的熒光強度略微降低,說明這些物質易被濾池中的生物膜降解[32]。氯化消毒后水樣中腐殖酸和類芳香蛋白質的熒光強度明顯降低,這是由于氯會破壞有機物的芳香環[33],并將大分子腐殖酸氧化成小分子物質[34]。

BAF處理前后水樣中常規DBPs濃度的變化,如圖2所示。

圖2 BAF處理前后水樣中常規DBPs濃度的變化Fig.2 Change of conventional DBPs concentrations before and after treatment by BAF

由圖2可以看出:

1) 經BAF處理后,水樣中部分DBPs前體物被微生物降解,使水樣氯化消毒產生的常規DBPs和未知總有機氯化物(unknown total organic chloride,UTOCl)的濃度都輕微降低。此外,進水和BAF出水經氯化消毒后,UTOCl的濃度占總有機氯化物濃度的60%以上,這說明常規的DBPs檢測方法如GC-ECD和LC-MS等并不足以全面識別出水中的DBPs,需要超高分辨率質譜FT-ICR MS檢測作為補充[18-19]。

2) 對于受管制的DBPs(THMs和HAAs),BAF處理后其濃度分別降低了約3%和9%,主要是三氯甲烷和二氯乙酸濃度的降低較為明顯,這可能是由于BAF去除的類芳香性蛋白是主要的THMs和HAAs前體物,但消毒后水樣中三氯甲烷和二氯乙酸的濃度仍高于《生活飲用水衛生標準》(GB 5749—2022) 中規定的濃度限值(分別為60和50 μg/L),由于其具有潛在的致癌性[35],需要在后續處理過程中對其加以關注。

3) BAF處理對水樣中HANs和HNMs這兩種含氮DBPs前體物的去除效果不顯著,反而導致了HNMs濃度的輕微升高,這可能是由于生物膜產生的SMPs作為前體物參與了部分HNMs的生成[36]。但值得注意的是,HNMs的細胞毒性可達THMs的幾百倍[37],需要在后續處理過程中對其進行重點關注。

2.2 BAF對DOM分子的去除與轉化

BAF處理前后水樣中DOM分子水平參數的強度加權平均值如表2所示;BAF處理和氯化消毒后水樣中DOM分子量(molecular weight,MW)、元素組成和物質組成的變化,如圖3所示。

圖3 BAF處理和氯化消毒后水樣中DOM分子量、元素組成和物質組成的變化Fig.3 Changes in molecular weight,element composition and substance composition of DOM in water samples after BAF and chlorination

表2 BAF處理前后水樣中DOM分子水平參數的強度加權平均值

由表2和圖3可知:

1) 經BAF處理過后進水中DOM的平均分子量從409.25 Da增加到417.66 Da,但DOM分子量分布變化不明顯[圖3(a)],說明只有少部分小分子有機物在此過程中被礦化或被轉化成高分子量SMPs[4]。

2) 根據DOM的元素組成將其分為8類[圖3(b)],進水中CHO、CHNO和CHOS類分子的數量最多,這與Wagner等[38]對江水中DOM分子組成的研究一致。BAF出水中這幾類數量較多的DOM分子的數量降低,而CHNOS和CHNOCl這兩類雜原子數量更多的分子數量增加了,這個現象與污水處理廠生物處理過程對DOM的轉化相似[39]。

3) 根據DOM分子的氫碳比(H/C)和修正后的芳香性指數(AImod)可將DOM分為高度不飽和類及酚類物質、飽和類物質、脂肪類物質、多酚類物質、稠環多環芳烴這5類[40]。由圖3(c)可見,進水中主要為脂肪類物質和高度不飽和類及酚類物質,這兩者的占比達90%以上。經BAF處理后水樣中脂肪類物質的比例降低,高度不飽和類及酚類物質的比例升高,可能是由于濾池中的生物膜將脂肪類物質轉化為高度不飽和類及酚類物質。

分別比較BAF處理前后和氯化消毒前后水樣中單個DOM分子的變化情況,將DOM分為被去除的DOM分子、生成的DOM分子和未變化的DOM分子這3類。BAF處理和BAF出水氯化消毒過程中DOM的分子轉化,如圖4所示。

圖4 BAF處理和BAF出水氯化消毒過程中DOM的分子轉化Fig.4 Molecular transformation of DOM during BAF and chlorination

由圖4可以看出:

1) 經BAF處理去除了1 211個DOM分子,生成了1 050個DOM分子,但仍有5 587個DOM分子難以被去除。被去除的DOM分子集中在O/C小于0.5和H/C大于1的區域,生成的DOM分子主要分布在O/C大于 0.4和H/C小于1的區域[圖4(a)],說明BAF處理傾向于將低氧化程度和高飽和度的DOM分子轉化成高氧化程度和高不飽和度的DOM分子,對應著BAF處理后水樣中DOM的平均H/C值降低、雙鍵當量(double bond equivalent,DBE)和芳香度(AImod)升高(表2)。筆者團隊之前的研究表明高氧化程度和高不飽和度的DOM分子(O/C>0.5和H/C<1)易于被混凝沉淀去除,說明該水廠BAF后續的混凝工藝有利于去除BAF產生的DOM分子。

2) 根據碳的名義氧化程度(NOSC)和不飽和度[(DBE-O)/C]值的正負將DOM分子分為:①不飽和、還原性物質;②不飽和、氧化性物質;③飽和、還原性物質;④飽和、氧化性物質[圖4(b)][41]?？梢?BAF處理去除的DOM分子主要為NOSC值小于0的還原性物質,生成的DOM分子為NOSC值大于0的氧化性物質。

3) 通過基于羧基(COO)數的Kendrick質量虧損[KMD(COO)]分析來探究水樣中被去除的DOM分子、生成的DOM分子和未變化的DOM分子的結構信息可知:越靠右的DOM分子含羧基數和碳原子數越多,越靠上的DOM分子不飽和度越高;被去除的DOM分子的KMD值普遍低于生成的DOM分子,而生成的DOM分子含有更多的羧基[圖4(c)]。這進一步證明BAF生成的DOM分子易于被后續的混凝沉淀去除,因為羧基越多的DOM分子越容易與鋁離子絡合從而被混凝沉淀去除[42]。

2.3 氯化消毒對DOM分子組成的影響

由于次氯酸鈉的氧化作用,進水和BAF出水中大量分子量大于500 Da的DOM分子在氯化消毒后被礦化或被分解成小分子[圖4(a)][34],DOM的平均分子量隨之明顯降低(表2);消毒后水樣中CHO和CHNO類分子的數量明顯減少,CHOCl和CHNOCl類的分子大量增加,說明CHO和CHNO類分子作為主要的DBPs前體物參與了CHOCl和CHNOCl類DBPs的生成[圖4(b)][7,18-19]。

van Krevelen圖顯示次氯酸鈉主要是將水樣中低氧化程度(O/C<0.5)的分子礦化或與之反應生成高氧化程度的分子[圖4(d)],說明低氧化程度分子與氯反應更活躍,因為將還原性越強的化合物氧化可以獲得更多的能量[18]。此外,次氯酸鈉主要是將水樣中DOM中的不飽和組分轉化為飽和物質[圖4(e)]。如圖4(f)所示,水樣中被次氯酸鈉氧化去除的DOM分子主要分布在碳原子數量大于20個的區域,部分被去除的DOM分子被氧化或與氯反應生成了大量碳原子數量低于25個的DOM分子。

2.4 BAF處理對氯代DBPs生成的影響

為了準確地鑒定氯化消毒后生成的氯代DBPs,將進水和BAF出水中已存在的含氯有機物剔除,剩余的即為新生成的氯代DBPs。結果表明:進水消毒后產生了1 096個氯代DBPs,BAF出水消毒后產生了1 119個氯代DBPs;雖然BAF將進水中DOC濃度降低了約28%,但后續消毒過程中生成的氯代DBPs數量有些許升高,可能是由于生物膜產生的SMPs參與了氯代DBPs的生成。

一般來說,主要通過氧化反應、取代反應和加成反應來與DOM反應[7],而后兩種反應會將氯原子加入到有機物分子中導致DBPs的形成。表3中匯總了可能致使DBPs生成的反應途徑,除了+Cl—H以外,其他幾種反應途徑都會將O原子加入到DBPs分子中,這解釋了為何氯化消毒過后水樣中DOM的平均O/C值上升(表2)。

表3 導致氯代DBPs生成的可能的反應途徑

由表3可知,DOM分子(前體物)與氯可能的反應途徑有5種,每種類型反應后生成的DBPs與其前體物的相對分子量的差即為一個質量差。將氯化消毒后被去除的DOM分子的相對分子量與氯化消毒過后生成的DBPs的相對分子量相減,差值符合表3中質量差(包括質量差的整數倍)的即為一個前體物-DBPs反應對,該方法可以精準識別DBPs的前體物和DBPs的生成途徑[25]。

將進水和BAF出水氯化消毒過后的DBPs及其前體物作反應途徑網絡圖(圖5),其中每個箭頭代表一種或一類反應,節點的大小代表每個分子O/C值的大小。進水和BAF出水中出現最頻繁的反應類型均為氯取代(+Cl—H)、氯加成(+HClO)和羥基化與氯取代(+ClO—H)3種;BAF處理后前體物-DBPs反應對的數量(即圖5中邊的數量)從3 644增加到3 695,且各種反應途徑的數量也基本沒有變化,說明從整體來看BAF對DBPs的生成途徑的影響并不大。

圖5 BAF處理和氯化消毒前后水樣中DBPs與其前體物的反應途徑網絡圖Fig.5 Network diagrams of reaction pathways DBPs and their precursors before and after BAF and chlorination

為了更清晰地觀察BAF對DBPs生成途徑的影響效果,選擇碳原子數量為23個和10個的DBPs及其前體物作網絡圖(圖5),結果表明:BAF處理后碳原子數量為23個的前體物-DBPs反應對中新增了許多+Cl2O和+Cl2O3—2H兩種反應類型;BAF處理對碳原子數量為10個的小分子基本無影響,且小分子參與的反應類型更多、更復雜,需要在處理過程中重點關注這些小分子物質。

為了明確BAF處理對DBPs及其前體物的影響,將進水和BAF出水氯化消毒后的DBPs及其前體物分子通過van Krevelen圖作對比,其結果見圖6(a)。BAF處理去除了257個DBPs前體物,但新生成了174個DBPs前體物;被去除的前體物主要分布在O/C<0.5和H/C>1的區域,新生成的前體物主要分布在H/C<1.2的區域,致使BAF出水的DBPs前體物的不飽和度和芳香度升高(表4)。此外,BAF處理過后前體物的平均分子量也明顯升高,這些現象與BAF對進水DOM的去除與轉化一致(即分子量、飽和度和芳香度升高)。BAF處理對DBPs的影響與對DBPs前體物的影響一致,DBPs的O/C值要明顯高于其前體物[圖6(b)]。根據O原子數量對DBPs及其前體物分類[圖6(c)、(d)],發現BAF處理后O原子數量低的DBPs及其前體物減少而O原子數量高的DBPs和前體物增加,這說明了BAF過程中發生了低含氧量分子向高含氧量分子的轉化。

圖6 進水和BAF出水中DBPs及其前體物的差異[(a)、(c)、(e)]和生成DBPs的反應類型[(b)、(d)、(f)]Fig.6 Differences between DBPs and their precursors in influent and BAF effluent [(a)、(c)、(e)] and reaction pathways of DBPs formation [(b)、(d)、(f)]

表4 BAF處理前后水樣中DBPs及其前體物分子水平參數的強度加權平均值

總的來說,BAF導致了氯化消毒過后DBPs的總體分子結構從低氧化程度和低不飽和度向高氧化程度和高不飽和度的轉變。這些高氧化程度和高不飽和度DBPs的含氧量和不飽和鍵更多,可能含有更多的羰基和芳香環,而羰基和芳香性DBPs通常被認為具有比脂肪族DBPs(如THMs和HAAs)更高的毒性和健康風險。

然而,筆者團隊前期的研究發現,由于高氧化程度和高不飽和度的DOM分子含有更多的含氧官能團和不飽和鍵,導致其更易于被混凝去除,使得混凝前預氯化產生的高氧化程度和高不飽和度DBPs在混凝沉淀后被大量去除[48]。因此,雖然BAF處理對DBPs及其前體物的削減效果較弱,但在分子水平上,BAF處理對DOM分子的轉化可能會促進水廠后續的混凝沉淀單元對DBPs及其前體物的去除效果。

根據進水和BAF出水中DBPs及其前體物的反應途徑作van krevelen圖[圖6(e)、(f)],圖中圓圈越大代表參與的反應途徑越多。結果表明:參與加成反應的DBPs前體物的不飽和度要比參與取代反應的DBPs前體物高,這可能是由于前體物分子的不飽和基團越多越有利于氯原子加成到不飽和基團中[49]。此外,O/C值越低的分子參與的反應越多,進一步證明了氯傾向于跟低氧化程度的分子發生反應生成DBPs。如圖6(f)所示,幾乎所有的DBPs都可能通過多種反應途徑產生,這說明DBPs的生成過程十分復雜。

本研究的發現可證明FT-ICR MS結合質量差網絡分析在探究未知DBPs及其形成途徑方面具有潛力。然而,這些未知DBPs的分子結構尚不清楚。還需要進一步的研究來識別DBPs的結構,如超高效液相色譜串聯Orbitrap MS[6]和碰撞誘導裂解質譜[25],這將有助于通過定量構效關系(QSAR)或其他方法評估這些DBPs的潛在毒性。

3 結 論

1) 經BAF處理后進水中DOC和UV254值分別降低了約28%和16%,類芳香蛋白質被部分去除。常規DBPs分析結果顯示:BAF處理后,THMs、HAAs和HANs的濃度輕微降低,HNMs的濃度有所升高,這些DBPs僅能解釋不到濃度占比60%的總有機氯化物。

2) BAF處理傾向于將低氧化程度和高飽和度的分子轉化成高氧化程度和高不飽和度的分子,致使BAF處理后水樣中DOM分子的平均H/C值降低和平均DBE升高。這是因為濾池中的生物膜主要是將脂肪類物質轉化為高度不飽和類及酚類物質,氯易于與低氧化程度的高分子量有機物反應生成高氧化程度的小分子有機物。

3) CHO和CHNO類物質是最主要的DBPs前體物。氯取代(+Cl—H)、氯加成(+HClO)和羥基化與氯取代(+ClO—H)3種反應類型是最主要的DBPs生成途徑,參與加成反應的DBPs前體物的不飽和度要比參與取代反應的DBPs前體物高。

4) 雖然BAF處理可能會導致一些健康風險更高的含羰基或芳香性DBPs的生成,但其對DOM分子的轉化可能會促進水廠后續的混凝沉淀單元對DBPs及其前體物的去除。