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環(huán)氧氯丙烷是制造環(huán)氧樹脂的重要原料，其生產(chǎn)過程中會產(chǎn)生大量污水。眾多生產(chǎn)工藝中，甘油法生產(chǎn)工藝能耗及污水量較低，但合成1t環(huán)氧氯丙烷仍會產(chǎn)生5t左右污水。環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水具有鹽度和有機物含量高、可生化性差等突出特點，處理難度大。目前，國內(nèi)外關(guān)于環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水的處理主要以生化法為主。李慧等首先采用聚合氯化鋁絮凝沉淀環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水，CODCr由1520mg/L降至880mg/L左右，然后在pH=8、溫度30℃、溶解氧3mg/L條件下，利用活性污泥法曝氣處理12h，CODCr僅降至400mg/L，且鹽度過高導致微生物出現(xiàn)中毒跡象。LingWANG等利用適度嗜鹽性好氧顆粒污泥處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水，實現(xiàn)了70%的CODCr去除，并可從剩余顆粒污泥中回收聚羥基脂肪酸酯，回收率達到52.67%，但生物法穩(wěn)定運行效果欠佳，且長期高鹽環(huán)境不利于微生物的持續(xù)生長。

目前，高級氧化技術(shù)（AOPs）作為可有效處理難降解有機污染物的新技術(shù)，可直接礦化或提高有機污染物的可生化性，主要包括濕式催化過氧化氫氧化技術(shù)（CWPO）和過硫酸鹽高級氧化技術(shù)（SAOPs）。其中，SAOPs利用催化劑活化過一硫酸氫鹽（PMS）或過二硫酸鹽（PDS）產(chǎn)生強氧化性硫酸根自由基（SO4·-）氧化降解有機物，因SO4·-適用pH范圍寬、氧化電位高、半衰期長，在污水處理領(lǐng)域受到廣泛關(guān)注。CWPO是采用催化劑催化過氧化氫產(chǎn)生羥基自由基（·OH），在液相環(huán)境中降解有機物。已有學者嘗試利用CWPO處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水，在90℃、pH為2.0~3.0、FeSO4·7H2O和H2O2投加量分別為7.50~8.75g/L和75mL/L的條件下，反應100min時污水中總有機碳（TOC）由1790mg/L降至150mg/L，展現(xiàn)出了良好的處理效果。但目前CWPO處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水的研究只聚焦于對有機物礦化效果的評價，而對相關(guān)污染物轉(zhuǎn)化機制及出水中毒性有機物未進行深入研究。本研究采用CWPO、SAOPs處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水，對比分析污水處理效果及出水中有機物的特征，重點探究CWPO處理難降解有機物的轉(zhuǎn)化機制。

1、材料與方法

1.1 污水水質(zhì)

實驗所采用的環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水取自浙江寧波大榭石化園區(qū)某石化新材料企業(yè)，污水主要水質(zhì)指標見表1。

1.2 試劑及材料

1.3 實驗方法

CWPO反應體系：取200mL環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水于500mL錐形瓶中，通過H2SO4、NaOH調(diào)節(jié)污水pH，根據(jù)工藝條件調(diào)節(jié)反應溫度（30~70℃），在轉(zhuǎn)速300r/min下，加入催化劑和H2O2，隨即開始計時，在0、40、80、120、160min時取樣過0.45μm濾膜后測定水中TOC（TOC測量值實際為DOC濃度）?？疾觳煌呋瘎w系、pH、溫度、催化劑及氧化劑投加量對TOC去除率的影響。pH單因素考察實驗：m（H2O2）∶m（COD）=4∶1，反應溫度為50℃，催化劑投加量為50g/L，pH考察范圍為3.0、7.0、9.0、10.67。溫度單因素考察實驗：pH=9.0，m（H2O2）∶m（COD）=4∶1，催化劑投加量為50g/L，反應溫度考察范圍為30、50、70℃。催化劑投加量單因素考察實驗：pH=9.0，反應溫度為70℃，m（H2O2）∶m（COD）=4∶1，催化劑投加量范圍為1、5、20、30、50g/L。氧化劑投加量單因素考察實驗：pH=9.0，反應溫度為70℃，催化劑投加量為20g/L，m（H2O2）∶m（COD）考察范圍為1∶1、2∶1、3∶1、4∶1、6∶1。

H2O2投加方式實驗：在0、21、41、61min分別投加等量H2O2，在0、20、40、60、80min取樣測H2O2含量。

CWPO催化劑循環(huán)實驗：依照CWPO實驗方法，催化劑循環(huán)使用3次。每次反應結(jié)束后，使用乙醇、去離子水輪流洗滌催化劑數(shù)次，放至60℃烘箱烘干，以備下次使用。

催化劑吸附實驗：取200mL環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水于500mL燒杯中，分別投加4種商業(yè)催化劑，投加量均為20g/L，在300r/min的轉(zhuǎn)速下反應80min，取樣測定水中TOC。

SAOPs反應體系：取200mL環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水于500mL錐形瓶中，通過H2SO4、NaOH調(diào)節(jié)污水pH，在轉(zhuǎn)速500r/min、溫度70℃條件下，加入PDS后開始計時，在0、20、40、60、120、240、360、480min時取樣過0.45μm濾膜后測定水中TOC。PDS投加量單因素考察實驗：pH=10.67，反應溫度為70℃，PDS投加量為100、200、300、400mmol/L。pH單因素考察實驗：PDS投加量為300mmol/L，反應溫度為70℃，pH考察范圍為3.0、7.0、9.0、10.67。1.4分析方法pH、電導率采用便攜式多參數(shù)水質(zhì)檢測儀（HQ40d，Hach，美國）測定；TOC采用總有機碳分析儀（TOCLCPH，Shimadzu，日本）測定；氨氮（NH4+-N）、硝態(tài)氮（NO3--N）、亞硝態(tài)氮（NO2--N）、總磷（TP）、總氮（TN）采用紫外-可見分光光度計（T700A，北京普析）測定；Cl采用離子色譜儀（ICS-3000，戴安，美國）測定；COD采用COD消解儀和分光光度計根據(jù)重鉻酸鉀法測定；TDS采用重量法測定；H2O2濃度采用鈦鹽光度法測定；Ca2+采用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（Optima7000DV，PerkinElmer，美國）測定；可吸附有機鹵素（AOX）采用multiX2500分析儀（Jena，德國）按照微庫侖法測定；發(fā)光細菌急性毒性采用金達清創(chuàng)水質(zhì)毒性篩查試劑盒（JQTOX-kitIV，北京金達清創(chuàng)）經(jīng)多功能酶標儀（Spark，TECAN，奧地利）分析測定。水樣酸化至pH=2，通過0.45μm玻璃纖維膜過濾，采用全二維氣相色譜-質(zhì)譜（GC×GC-MS，島津QP2010，日本）分析污水中有機物分子遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律。

2、結(jié)果與討論

2.1 CWPO處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水

2.1.1 不同催化劑的處理效能

分別在pH=3.0、催化劑投加量50g/L、H2O2與廢水COD質(zhì)量比4∶1、反應溫度50℃、反應時間240min和pH=9.0、催化劑投加量20g/L、H2O2與COD質(zhì)量比4∶1、反應溫度70℃、反應時間80min兩種情況下，考察錳負載活性炭催化劑（Mn/AC）、錳鈦雙金屬負載活性炭催化劑（Mn-Ti/AC）、錳鈰雙金屬負載氧化鋁催化劑（Mn-Ce/Al2O3）、鐵負載活性炭催化劑（Fe/AC）4種催化劑催化H2O2處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水的效能，結(jié)果見圖1（a）、圖1（b）；4種催化劑對污水中TOC的吸附性能見圖2。

由圖1可知，兩種反應條件下，Mn-Ce/Al2O3對環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水中TOC的去除效果均最佳，且以催化作用為主，其對TOC的吸附去除率很低（圖2），而其他3種催化劑的吸附作用貢獻了總TOC去除量的15.37%~41.75%。

為了探討4種催化劑的催化機理，對其進行XRD表征，如圖3所示。

由圖3可知，Mn/AC、Fe/AC、Mn-Ti/AC譜圖中均出現(xiàn)了SiO2及CaCO3的特征衍射峰，這是由于活性炭中含有CaCO3和SiO2。Fe/AC的XRD譜圖中還出現(xiàn)了Fe3O4的特征峰，說明鐵主要以氧化鐵形式存在，從而影響了其催化效果（圖1）。Mn/AC與Mn-Ti/AC譜圖中錳主要以MnO形式存在，而Mn-Ce/Al2O3中的錳是以MnO、MnO2形式共存。Mn2+和Mn4+均可與H2O2反應生成·OH和過渡中間體（Mn3+）。中性或堿性環(huán)境下，Mn2+起主要催化作用（式（1）、式（2））；由圖3可知，Mn/AC、Fe/AC、Mn-Ti/AC譜圖中均出現(xiàn)了SiO2及CaCO3的特征衍射峰，這是由于活性炭中含有CaCO3和SiO2。Fe/AC的XRD譜圖中還出現(xiàn)了Fe3O4的特征峰，說明鐵主要以氧化鐵形式存在，從而影響了其催化效果（圖1）。Mn/AC與Mn-Ti/AC譜圖中錳主要以MnO形式存在，而Mn-Ce/Al2O3中的錳是以MnO、MnO2形式共存。Mn2+和Mn4+均可與H2O2反應生成·OH和過渡中間體（Mn3+）。中性或堿性環(huán)境下，Mn2+起主要催化作用（式（1）、式（2））；酸性條件下，Mn4+起主要催化作用（式（3）、式（4））。Mn-Ce/Al2O3譜圖中2θ為28.55°、33.08°、47.48°及56.33°還出現(xiàn)CeO2的特征衍射峰，CeO2能夠提供豐富的氧空位，表面缺陷可有效提高催化反應，CeO2與H2O2反應可生成·OH（式（5）、式（6））。Ce3+、Ce4+兩者的互相轉(zhuǎn)換使得鈰系催化劑能夠在催化氧化應用中實現(xiàn)氧化還原循環(huán)。另外，Mn-Ce/Al2O3中錳與鈰之間存在協(xié)同作用，Mn2+會促進Ce4+轉(zhuǎn)化為Ce3+，有利于·OH的生成（式（7））。同時，利用Al2O3作為載體，增大了催化劑比表面積，可以促進表面羥基基團（—OH）的生成。綜上分析，Mn-Ce/Al2O3可以有效促進·OH等活性物種的產(chǎn)生，提高體系對污染物的去除率。

2.1.2 CWPO工藝條件的優(yōu)化

Mn-Ce/Al2O3催化效果最佳，因此選擇對MnCe/Al2O3催化H2O2處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)廢水工藝的關(guān)鍵因素pH、溫度、催化劑投加量、雙氧水用量等條件進行優(yōu)化，結(jié)果見圖4。

由圖4（a）可知，隨著pH的升高，TOC的去除率先上升后下降。這可能因為在酸性條件下，催化劑活性組分易溶出，導致催化劑失活；而在過堿環(huán)境下，·OH的產(chǎn)生及活性受到抑制。由圖4（b）可知，隨著反應溫度的提高，TOC的去除率逐漸升高。這是由于溫度升高，·OH的生成速率升高，降解有機物的速率加快，導致TOC去除率不斷升高。由圖4（c）可知，隨著催化劑投加量的增加，TOC去除率先上升后下降，這可能是因為過量的催化劑與污染物競爭·OH，導致TOC去除率下降。由圖4（d）可知，m（H2O2）∶m（COD）由1∶1增加至4∶1時，TOC去除率顯著提高，m（H2O2）∶m（COD）=4∶1時反應160min，污水中TOC去除率達到81.09%；然而，繼續(xù)增加H2O2投加量至m（H2O2）∶m（COD）=6∶1時，TOC去除率僅小幅提升至83.96%。這是因為隨著H2O2投加量的增加，體系內(nèi)·OH生成量相應增加；但當H2O2過量時，過量的H2O2會與·OH發(fā)生副反應（式（8）、式（9）），從而抑制了TOC去除率的進一步提升。

有相關(guān)研究表明，分批次投加H2O2能夠有效降低過量H2O2對·OH的消耗，因此對比了H2O2總投加量相同條件下，一次性投加與分4次投加對TOC去除率的影響，結(jié)果見圖5。

由圖5（a）可知，H2O2的投加方式對TOC去除率具有顯著影響。反應160min時，一次性投加H2O2的TOC去除率為81.09%，而分4次投加時TOC去除率提高至87.00%。由圖5（b）可知，一次性投加H2O2時，反應20min后H2O2濃度已顯著下降；而分批投加能夠使體系中長時間維持較高的H2O2濃度水平。綜上，分批次投加能夠有效提高H2O2利用率，TOC去除率明顯增加。

因此，CWPO體系在pH=9.0、Mn-Ce/Al2O3投加量20g/L、反應溫度70℃、m（H2O2）∶m（COD）=4∶1、氧化劑分批次投加，TOC去除效果最優(yōu)，反應時間為80min時TOC去除率為86.00%。

2.2 SAOPs處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水

較PMS，PDS具有更高的穩(wěn)定性和溶解度，在水處理中應用更廣泛。因此，本研究選用PDS作為SAOPs氧化劑，采用熱活化（>50℃）產(chǎn)生SO4·-處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)廢水，考察PDS投加量及pH對TOC處理效果的影響，結(jié)果見圖6。

由圖6（a）可知，投加量為300mmol/L，不加熱條件下，反應480min后TOC去除率僅在6.63%，而反應溫度為70℃（環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水出水溫度在70~80℃）時，TOC去除效果顯著提高。70℃條件下，隨著PDS投加量增加，TOC去除率先升高后降低，PDS投加量為300mmol/L時TOC的去除效果最佳（4h后TOC的去除率為62.98%）。這可能是因為SO4·-的產(chǎn)生量隨著PDS投加量的增加而增加，但投加量超過300mmol/L時，過量的SO4·-相互猝滅（式（10）），導致TOC去除率降低。由圖6（b）可知，SAOPs處理體系中TOC去除率隨著pH降低而降低。這是由于在堿性條件下，PDS更易發(fā)生式（11）~式（13）的反應，生成強氧化SO4·-、·OH等自由基協(xié)同作用于污染物。

因此，SAOPs最佳工藝條件為PDS為300mmol/L、初始pH為10.67、反應時間為4h，此條件下TOC去除率達到62.98%。

由圖5及圖6可以看出，CWPO在80min的TOC去除率達到86.00%，而SAOPs在4h后的去除率僅達到62.98%。存在這種差異的原因可能是SO4·-是選擇性自由基，通常與含不飽和鍵或芳香族π電子的有機物進行電子交換，而·OH是非選擇性自由基，可以通過氫提取或電子加成降解有機物從而取得較好的污染物去除效果。環(huán)氧氯丙烷污水成分復雜，可能含不飽和鍵或芳香族有機污染物占比不高，導致SAOPs難以取得較好的有機物礦化效果。

2.3 高級氧化工藝出水水質(zhì)特征

采用紫外-可見分光光度計、AOX分析儀及酶標儀，對環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水經(jīng)兩種高級氧化工藝在最優(yōu)條件下處理前后的水樣進行了分析，結(jié)果如圖7所示。

由圖7（a）可知，環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水在200nm和250nm附近的紫外區(qū)有強吸收峰。其中，200nm的吸收峰主要由水分子、溶解氧吸收能量而產(chǎn)生，不適用于表征水中有機物；250nm附近的吸收峰表明水中含有苯環(huán)或芳香族化合物。經(jīng)過CWPO處理后，250nm處的峰強度明顯降低，經(jīng)SAOPs處理后，在200~250nm處吸收峰強反而增加。這表明經(jīng)CWPO處理后，水中具有苯環(huán)或芳香環(huán)的有機物大幅度減少；而經(jīng)SAOPs處理后，由于反應不完全，反而生成大量含苯環(huán)的小分子有機物。SO4·-可以有效攻擊原水中的復雜苯系物，但反應過程生成更多芳香族中間產(chǎn)物，導致200~250nm處的吸收峰強增加。

進一步通過SUVA254（SUVA254=100UV254/DOC）表征溶解性有機物的芳香度。由圖7（b）可知，各工藝處理出水的SUVA254均高于原水。其中，SAOPs出水的SUVA254值尤為突出，這表明SAOPs能有效削減TOC，但出水中難降解有機物中的芳香類物質(zhì)占比升高。

由圖7（c）可知，環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水經(jīng)兩種工藝處理后，出水中的可吸附有機鹵素（AOX）都有所升高，Cl濃度均降低。其中，SAOPs處理出水中AOX質(zhì)量濃度（306mg/L）明顯高于CWPO（52.3mg/L）。這是因為原水中含有大量的Cl-，Cl與SO4·-反應生成氯自由基（Cl·、Cl2·-）（式（14）、式（18）），降解有機物的同時也產(chǎn)生大量氯代有機副產(chǎn)物，這可能也是SAOPs對環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水中TOC去除率低的原因。與SAOPs相比，·OH與Cl需要經(jīng)過一系列的反應才能生成氯自由基（式（15）~式（18）），因此CWPO受Cl影響較小，氯代有機副產(chǎn)物相對較少。

由圖7（d）可知，經(jīng)SAOPs、CWPO處理后，環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水的發(fā)光細菌抑制率均較原水有所上升，表明處理后水樣的急性毒性增強。其中，SAOPs處理出水對發(fā)光細菌的抑制率（99.68%）明顯高于CWPO（60.33%），這可能與氧化過程中生成大量有毒有害鹵代有機副產(chǎn)物有關(guān)。

本研究采用皮爾遜相關(guān)性分析法，進一步探究急性毒性與TOC、SUVA254、Cl-、AOX等水質(zhì)指標的相關(guān)性，結(jié)果見圖8。

由圖8可知，SUVA254、AOX與急性毒性成正相關(guān)，TOC、Cl與急性毒性成弱相關(guān)。這說明污水的急性毒性與處理過程中產(chǎn)生的芳香族中間產(chǎn)物、鹵代有機副產(chǎn)物正相關(guān)。CWPO處理出水芳香化程度、AOX含量明顯低于SAOPs。因此，CWPO處理出水的急性毒性低于SAOPs，在減少鹵代有機副產(chǎn)物產(chǎn)生方面具有明顯優(yōu)勢。

2.4 CWPO處理過程分子轉(zhuǎn)化行為分析

環(huán)氧氯丙烷的合成是丙三醇與氯化氫在有機酸的催化作用下反應生成二氯丙醇，然后與堿反應生成環(huán)氧氯丙烷，因此生產(chǎn)殘留的有機酸、Cl和氯代有機副產(chǎn)物是環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水主要污染物。CWPO礦化效果及出水水質(zhì)顯著優(yōu)于SAOPs，更具工程應用潛力。為深入了解CWPO處理過程中有機物的轉(zhuǎn)化機制，采用GC×GC-MS對環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水及CWPO處理出水中有機物進行分子層面表征。根據(jù)化合物官能團的差異，將鑒定出的有機物分為醇類、酚類、醚類等10類，各類物質(zhì)的數(shù)量、峰面積及峰面積占比如圖9所示。

由圖9可知，原水共檢測出108種化合物，經(jīng)過CWPO處理后各類有機物數(shù)量及其峰面積明顯減少，尤其是酸類物質(zhì)。

將原水、出水中有機酸進一步分離并對比分析，結(jié)果見圖10。

由圖10可知，原水中正己酸濃度最大，是主要污染物，其次為辛酸、庚酸。經(jīng)過CWPO處理后，原水中各種有機酸濃度均顯著降低，說明CWPO工藝對正己酸等飽和一元羧酸具有優(yōu)異的處理效果。

CWPO可以有效處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水中的有機酸，但出水中AOX濃度反而比原水高（圖7（c））。對原水及CWPO處理出水中氯代有機物進行識別，并推測氯代有機物的生成途徑，結(jié)果見表3、表4及圖11。

由圖11可知，氯代副產(chǎn)物的生成主要有兩條途徑：1）正己酸在·OH作用下斷鏈生成丙酸，丙酸脫羧生成丙酮，然后氯離子或氯自由基與丙酮反應生成三氯丙酮或四氯丙酮；2）3-氯-1-丙醇受到氯離子親核攻擊生成2，3-二氯-1-丙醇，然后通過鹵素重排生成1，3-二氯丙醇；1，3-二氯丙醇在堿性條件下脫去羥基和氯，生成氯丙烯，氯丙烯氯化得到2，2-二氯丙烷。在CWPO出水中沒有檢測到氯丙烯，可能是由于氯丙烯相校于二氯丙烷更不穩(wěn)定，易揮發(fā)所致。綜上，由于氯代副產(chǎn)物的不完全降解和有機酸的鹵化導致CWPO出水的急性毒性明顯高于原水。這與M.MUNOZ等利用CWPO降解氯酚后生態(tài)毒性增強及M.PEREZ-MOYA等報道的2-氯苯酚經(jīng)Fenton處理后毒性增加的結(jié)論一致。

2.5 減少或防止鹵代副產(chǎn)物調(diào)控措施

CWPO工藝雖然能夠有效處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水，并且在減少產(chǎn)生鹵代副產(chǎn)物上也具有優(yōu)勢，但殘留的部分鹵代副產(chǎn)物仍然對環(huán)境構(gòu)成潛在危害。為了能夠進一步降低或防止鹵代副產(chǎn)物的生成，后續(xù)可以從以下幾個方面進行調(diào)控：1）預處理階段增加脫鹽工藝（如吸附、離子交換、反滲透等），減少Cl-、Br等鹵離子，防止鹵離子與有機物結(jié)合生成鹵代副產(chǎn)物；2）后處理階段增加顆粒活性炭吸附單元，去除水中殘留的鹵代副產(chǎn)物，以降低水體毒性；3）與脫鹵技術(shù)聯(lián)合，如利用含有還原脫鹵酶的微生物脫鹵、硫化納米零價鐵還原脫鹵、光催化或電催化加氫脫鹵等。通過上述前處理、后處理或脫鹵工藝聯(lián)合處理，可以有效減少或防止鹵代副產(chǎn)物的生成，降低處理出水對環(huán)境造成的風險。

3、結(jié)論

本研究優(yōu)化了SAOPs、CWPO處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水的工藝條件，對比了兩種高級氧化工藝對TOC的去除效果及出水水質(zhì)，并深入分析了CWPO出水中有機物分子特征，推測出有毒污染物AOX的轉(zhuǎn)化路徑，為環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水處理及環(huán)境風險評估提供一定借鑒。

SAOPs工藝處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水的最優(yōu)條件為PDS投加量300mmol/L、初始pH=10.67、反應溫度70℃，此條件下反應4h，TOC去除率達到62.98%。CWPO工藝處理環(huán)氧氯丙烷生產(chǎn)污水的最優(yōu)條件為pH=9.0、反應溫度70℃、Mn-Ce/Al2O3投加量20g/L、m（H2O2）∶m（COD）=4∶1、H2O2分批次投加，此條件下反應80min，TOC去除率達到86.00%。CWPO的礦化效果及出水的有機物芳香化程度、有機鹵素含量、急性毒性均明顯優(yōu)于SAOPs工藝。GC×GC-MS表明，經(jīng)過CWPO處理后，原水中主要污染物（酸類）濃度明顯減少，總有機物種類減少。根據(jù)原水及出水識別出的主要氯代有機物，推測CWPO處理出水中氯代副產(chǎn)物可能是酸類或原水殘留的氯代有機物與Cl反應生成。為了降低CWPO出水對環(huán)境的風險，提出減少或防止鹵代副產(chǎn)物的調(diào)控措施。