世界生生區(qū)地下水中砷富集環(huán)境及安全保障技術(shù)

世界生生區(qū)地下水中砷富集環(huán)境及安全保障技術(shù)

1原生高砷地下水砷是地殼的一種微量成分。這種化合物廣泛用于工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和醫(yī)藥。微量的砷可促進(jìn)人體新陳代謝,生血潤膚。然而,砷也是一種有毒致癌物,當(dāng)它在人體中聚積到一定量時,即會對人體健康造成危害,可導(dǎo)致器官癌變,如皮膚癌、肺癌等。自然界中的砷廣泛分布于大氣、水、土、巖石和生物體中。在天然過程和人類活動的影響下,砷可釋放到環(huán)境中。其中,天然過程所導(dǎo)致的原生高砷地下水是當(dāng)前國際社會面臨的最嚴(yán)重的環(huán)境地質(zhì)問題之一,它嚴(yán)重威脅全世界數(shù)億居民的身體健康。在孟加拉盆地有超過4千萬人口飲用砷濃度超標(biāo)的地下水,砷中毒患者超過20萬。在我國,高砷地下水主要分布于臺灣、新疆、云南、湖南、貴州、山西、內(nèi)蒙古等省(自治區(qū))的40個縣(旗、市),受影響人口約230萬人。原生高砷地下水及其導(dǎo)致的地方性砷中毒,已引起國際社會的高度重視。許多國家和地區(qū)投入巨力調(diào)查與研究高砷地下水的形成機制,以解決飲水型砷中毒問題,為低砷地下水的勘查、開發(fā)及除砷技術(shù)的研究提供科學(xué)依據(jù)。本文在查閱大量國內(nèi)外相關(guān)研究成果的基礎(chǔ)上,系統(tǒng)分析了世界范圍內(nèi)高砷地下水的分布、水文地球化學(xué)特征以及遷移富集規(guī)律,并歸納總結(jié)了高砷地下水的研究現(xiàn)狀,指出了相關(guān)領(lǐng)域的研究熱點和發(fā)展趨勢。2部分地區(qū)存在高砷地下水地球上很多地區(qū)的含水層中砷濃度高于50μg/L,尤其在阿根廷、孟加拉國、智利、中國大陸、中國臺灣、匈牙利、印度孟加拉州、墨西哥中部、羅馬尼亞、越南、美國的西南部等。另外,在尼泊爾、緬甸、柬埔寨的部分地區(qū)也存在高砷地下水。世界范圍內(nèi)高砷地下水分布如圖1所示。2.1國外高純度硫酸根的分布和性質(zhì)2.1.1地下水中砷的空間分布在全球范圍的高砷地下水區(qū),孟加拉國和孟加拉州是人類受高砷地下水威脅最嚴(yán)重的地區(qū)。孟加拉國和印度孟加拉州的高砷地下水主要分布于喜馬拉亞隆起帶以南,印度洋孟加拉(Bengal)海灣以北的布拉馬普特拉河(Brahmaputra)、恒河(Ganges)、梅克納河(Meghna)3條河流形成的淺、中層全新世沖洪積及三角洲含水層中。受影響區(qū)地下水中砷的濃度范圍大,為<0.5～3200μg/L。但在范圍廣闊的富砷帶上,地下水中砷含量存在著明顯的空間變異性。地下水砷的分布主要決定于含水層中沖積物的沉積相特征。據(jù)估計,飲水砷濃度>50μg/L的高砷暴露人口在孟加拉國大約有3000～3500萬,印度孟加拉州大約有600萬。2.1.2對地下水的砷分布的分析在越南,原生高砷地下水主要分布在紅河和湄公河流域。在紅河三角洲的局部地區(qū),全新世沉積物形成了淺部含水層(10～15m),淺井中地下水的砷濃度范圍是1～3050μg/L(平均為159μg/L)。在湄公河三角洲,地下水的砷濃度范圍是1～1610μg/L(平均為217μg/L)。地下水砷濃度呈現(xiàn)出很大的季節(jié)變化,在雨季大部分采樣點上砷濃度較低。在匈牙利平原南部的沖積物中(包括羅馬尼亞的部分區(qū)域)已經(jīng)發(fā)現(xiàn)砷濃度高于50μg/L的地下水。平原面積大約為11萬km2。在盆地的最低處,地下水砷含量最高,含水層沉積物以細(xì)粒為主。在墨西哥中北部的Lagunera地區(qū)、智利北部(包括Antofagasta,Calama和Tocopilla等城市)及阿根廷中部的Chaco-Pampean平原都發(fā)現(xiàn)了地下水砷問題。該地區(qū)為干旱區(qū),地下水為重要的飲用水源。Lagunera地區(qū)水砷濃度范圍是8～624μg/L,據(jù)估計該區(qū)暴露于飲用水砷濃度大于50μg/L的人口達(dá)40萬。而在智利北部發(fā)現(xiàn)砷濃度最大可達(dá)21000μg/L。在阿根廷,Bhattacharya等在圣地亞哥—德爾埃斯特羅(SantiagodelEstero)省發(fā)現(xiàn)最高砷濃度值為14969μg/L。在美國,高砷地下水影響的地區(qū)主要包括內(nèi)華達(dá)、加利福尼亞和亞利桑那州。在內(nèi)華達(dá)州,至少有1000眼私人民用井砷含量超過50μg/L。在加利福尼亞州的圖萊里(Tulare)盆地,大多數(shù)地下水的砷含量在<1～2600μg/L之間。大部分地下水也含有高濃度的Se(達(dá)1000μg/L)、U(達(dá)5400μg/L)、B(達(dá)73000μg/L)和Mo(達(dá)15000μg/L)。在亞利桑那州盆嶺區(qū),羅伯遜(Robertson)發(fā)現(xiàn)高砷地下水出露于沖洪積含水層的氧化環(huán)境中。高濃度的As(其它含氧陰離子)是該地區(qū)封閉盆地地下水的特征之一。2.2陰山山地群下盆地內(nèi)、表三系中國的高砷地下水區(qū)主要分布在內(nèi)蒙、新疆、山西、吉林、江蘇、安徽、山東、河南、湖南、云南、臺灣等省(自治區(qū))區(qū)的40個縣(旗、市,圖2),受影響人口約234萬人,其中飲水中砷含量大于50μg/L的高砷暴露人口已超過52萬人。以下簡述幾個典型地區(qū)高砷地下水的分布及特點?！?nèi)蒙古:內(nèi)蒙古高砷地下水除赤峰市的克什克騰旗為山區(qū)外,主要分布在河套平原和呼包平原。河套平原和呼包平原為中新生代斷陷盆地。受燕山運動和喜馬拉雅運動等造山運動的影響,盆地構(gòu)造封閉,長期下沉,均形成了以內(nèi)陸湖相巨厚細(xì)粒沉積物為主的沉積序列。在陰山山脈與黃河及其支流大黑河之間形成了一條長約500km,寬約10～40km的高砷地帶。2002年新發(fā)現(xiàn)錫林郭勒盟的蘇尼特右旗飲水砷分布異常。地下水砷的最高濃度達(dá)1073μg/L。高砷水存在著空間分布不均衡的特征,高砷含水層埋藏深度在10～75m之間,不同地段其深度不一。·山西:山西省高砷地下水主要分布于大同和晉中兩大盆地。大同盆地為一新生代斷陷盆地,盆地與周邊山區(qū)呈斷層接觸;盆地中心為大片第四系沖湖積平原和黃土,盆地邊緣沉積了洪積扇和沖洪積臺地。盆地內(nèi)部第四紀(jì)斷裂構(gòu)造發(fā)育,地形復(fù)雜。高砷水呈帶狀分布于桑干河與黃水河的河間洼地以及洪積—沖湖積交接洼地,主要埋深為20～50m,部分地區(qū)埋深達(dá)100m以上。在洪積—沖湖積交接洼地形成溶濾聚集型砷富集帶,砷含量相對較低;在盆地中心的河間洼地形成濃縮聚集型砷富集帶,其砷含量較高,最高濃度達(dá)到1932μg/L。3地下水的形成環(huán)境及年齡原生高砷地下水的水文地球化學(xué)條件比較復(fù)雜。不同的地質(zhì)條件、沉積環(huán)境、水化學(xué)特征等對環(huán)境中砷的釋放和富集的影響程度不同。在不同區(qū)域,高砷地下水可以存在于還原環(huán)境中,也可以存在于氧化環(huán)境中。蒸發(fā)濃縮作用被認(rèn)為是干旱區(qū)高砷地下水形成的一個重要過程。高砷地下水一般形成于干旱或半干旱地區(qū)的內(nèi)陸或封閉盆地,且發(fā)育有細(xì)粒湖沼相沉積層、三角洲沉積層或沖洪積層等。這些沉積物中往往富含有機質(zhì),為還原環(huán)境。地形是平坦低洼的地下水滯留區(qū)。這類含水層水流更新交替緩慢,為地下水砷富集提供了良好的條件。高砷地下水研究中所遇到的一個關(guān)鍵問題就是地下水的來源和形成環(huán)境。通過測定地下水中D(2H)和18O同位素的組成,可以有效獲取地下水來源方面的信息。3H作為現(xiàn)代地下水的指示劑,可以用來判斷地下水的形成年代。此外,作為一種有效手段,14C同位素可提供更為準(zhǔn)確的地下水年齡信息。在獲取地下水年齡的基礎(chǔ)上,結(jié)合全球氣候變化、沉積環(huán)境的演化等信息進(jìn)行綜合分析,可間接推測出高砷地下水的形成環(huán)境和砷來源。采用同位素手段,BGS于2001年發(fā)現(xiàn),在孟加拉國深部地下水中3H一般為<0.4TU,低于受砷影響大的淺層地下水3H(幾個TU)。地下水14C的研究也表明,淺部地下水的年齡只有幾十年,而深部(150m)達(dá)2ka以上,并且南部地下水的形成年代比中東部早得多。另外,13C同位素分析表明,高砷地下水樣13C比較貧乏,地下水中溶解性無機碳(HCO-3)主要來源于沉積物有機碳。這些信息表明,高砷地下水一般形成于封閉的、地下水流動滯緩的、富含有機質(zhì)的環(huán)境。4高砷地下水系統(tǒng)中的砷分析與技術(shù)4.1砷的檢測方法水中砷的存在形式有很多種,包括無機砷化物和有機砷化物。其中無機砷化物主要以As(V)和As(III)的形式存在;有機砷化物包括:甲基胂酸鹽、二甲基胂酸鹽等。盡管在天然地下水中很少發(fā)現(xiàn)DMA,但甲基化砷作為一類重要的污染物,存在于受殺蟲劑和不合理處置污染場地影響的地下水中。湯潔等也發(fā)現(xiàn)天然地下水體中存在MMA和DMA。不同形態(tài)砷的毒性不同。到目前為止,不同形態(tài)砷的毒性大小存在很多爭議。大多數(shù)學(xué)者認(rèn)為,As(III)的毒性是As(V)的60倍;不同形態(tài)砷的毒性依次為:三價砷(As(III))﹥五價砷(As(V))﹥單甲基砷(MMA)﹥二甲基砷(DMA)。然而,近來一些研究表明,砷的甲基化并不是單純的解毒過程。Zakharyan等發(fā)現(xiàn)MMA(III)和DMA(III)的毒性比無機砷大得多。此外,地下水中不同形態(tài)砷的遷移特性不同。在pH為中性的環(huán)境中,由于As(III)主要以H3AsO3形式存在,而HAsO2?442-和H2AsO-4是As(V)存在的主要形式,因此As(V)更容易通過吸附或共沉淀作用固定到含水介質(zhì)中,其在含水系統(tǒng)中的遷移性比As(III)低得多。因此,地下水中砷形態(tài)分析越來越受到重視。目前最有效的砷形態(tài)分析技術(shù)是聯(lián)用技術(shù)。它通過高性能的分離技術(shù)和靈敏度高的元素特征檢測器聯(lián)用來實現(xiàn)。常用于砷形態(tài)的分離技術(shù)包括:冷阱(CT)、氣相色譜(GC)、高效液相色譜(HPLC)等;常用的檢測手段有:電感耦合等離子體質(zhì)譜(ICP-MS)、原子吸收光譜(AAS)、原子熒光光譜(AFS)等。CT技術(shù)適用性差,只能分離部分元素形態(tài)。GC要求分離的對象要以氣態(tài)或可揮發(fā)性的、具有良好化學(xué)穩(wěn)定性及熱穩(wěn)定性的化合物形式存在,對分析的樣品常需進(jìn)行衍生,而衍生反應(yīng)容易造成樣品玷污。HPLC方法的選擇性強,而且對那些高沸點、難揮發(fā)性的物質(zhì),不必衍生可直接進(jìn)樣;此外HPLC有更多的操作參數(shù)可選擇,改變其固定相和流動相都可獲得良好的分離效果。ICP-MS是靈敏度最高,且可同時測定多種元素的檢測方法,是最理想的元素檢測器。它直接與LC或GC聯(lián)用,具有非常高的靈敏度、分辨率和準(zhǔn)確度。4.2在其它方面的應(yīng)用地下水中砷的遷移轉(zhuǎn)化不僅受地下水組分和沉積物礦物成分的影響,而且受含水介質(zhì)中砷形態(tài)的控制。不同的含水介質(zhì)中,砷的賦存形式也有差異,這種差異決定著沉積物中砷的遷移、轉(zhuǎn)化行為。在湖積物中,還原條件和硫化物的存在可產(chǎn)生As2S3沉淀。在氧化環(huán)境中富含鐵、錳氧化物或氫氧化物的沉積物可富集大量的砷。由此可知,雖然分析沉積物中的總砷可了解砷含量的高低,但是無法掌握砷的轉(zhuǎn)化和活化動態(tài)。含水介質(zhì)中砷賦存狀態(tài)分析,可以為地下水中砷的來源、富集和去向提供可靠信息。通常,沉積物中砷形態(tài)的研究可以采用許多不同方法,包括X射線吸收光譜學(xué)(XAS)、X射線衍射(XRD)和化學(xué)提取等。它們都有各自的特色。XAS可以確定沉積物中砷的化學(xué)形態(tài)和配位環(huán)境。但是由于該技術(shù)設(shè)備復(fù)雜、運行費用高,且對于各向異性天然樣品的分析缺乏代表性,在實際應(yīng)用中受到一定限制。XRD分析可以鑒定含砷礦物相,與XAS相比它的應(yīng)用更為廣泛。然而,含砷礦物必須結(jié)晶程度高,且該礦物含量在幾個百分比以上,否則無法檢查出來。對于濕地或其它富含有機質(zhì)的沉積物,密度分離存在很大困難。系列化學(xué)提取法有足夠的靈敏度,可以精確到數(shù)mg/kg,并且可以根據(jù)結(jié)合相態(tài)的化學(xué)特性把砷分成不同類別。與其它方法相比,提取法所需專業(yè)儀器少。但缺點是,在提取過程中沉積物的某些性質(zhì)可能發(fā)生變化。另外,砷的化學(xué)提取缺乏一個成熟的統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)。根據(jù)各自的研究需要,許多研究者采用不同的化學(xué)提取法。為了增加研究成果的可比性,并推動相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)樣品的建立步伐,歐盟制定了BCR化學(xué)提取方法。Ahmed等在對孟加拉國梅克納(Meghna)河流域的高砷含水層沉積物的研究表明,這些沉積物中砷的草葉酸提取量與鐵、錳和鋁的草葉酸提取量存在正關(guān)聯(lián)。含量較低的不透明礦物(包括黃鐵礦/毒砂)及細(xì)粒沉積物中高濃度砷的存在表明:在還原環(huán)境中砷可與次生硫化物礦物結(jié)合在一起。化學(xué)提取也暗示了固相菱鐵礦和藍(lán)鐵礦的存在,這兩種礦物可能控制地下水中鐵和磷酸根的水化學(xué)特性。存在于砂?；蚝谠颇副砻娴蔫F氫氧化合物的還原性溶解,被認(rèn)為是砂質(zhì)含水層沉積物向地下水釋放砷的主要機制。利用XAS和IC-ICP-MS技術(shù),Gault等在對WhiteAsh小溪的水和沉積物進(jìn)行研究時發(fā)現(xiàn),As被沉積物中的氫氧化鐵所吸附是河水中As濃度降低、As(V)比例迅速減少的原因。研究還表明氫氧化鐵對As(V)的吸附速率比As(III)大得多。5高砷地下水中的砷提取機制5.1氧化還原環(huán)境由于地下水中砷來源于地質(zhì)體,在自然條件下,當(dāng)水—巖間的相互作用強、含水層所處的地球化學(xué)環(huán)境適于砷的遷移和富集的情況下,往往含水層砷的濃度較高。以下是有利于砷富集的水環(huán)境特征分析?！H條件:pH是影響地下水中砷富集的一個重要因素。由于砷在地下水中(pH=4～9)主要以砷酸根和亞砷酸的形式存在。因此,地下水中的As(V)更容易被含水介質(zhì)中帶正電的物質(zhì),如鐵、鋁氧化物、針鐵礦和水鋁礦及水鐵礦等吸附。隨著pH值的增大,膠體和粘土礦物帶更多的負(fù)電荷,降低了對以陰離子形式存在的砷酸根的吸附,從而有利于砷的解吸,或者高的pH值阻止了砷的吸附,為地下水中砷的富集創(chuàng)造條件。高砷地下水一般呈弱堿性?！ぱ趸€原環(huán)境:氧化還原環(huán)境對地下水中砷的遷移和富集起著非常重要的作用。在氧化環(huán)境中,地下水中砷的化合物會被膠體或鐵錳氧化物或氫氧化物吸附;但在還原環(huán)境中當(dāng)氧化還原電位達(dá)到一定程度時,膠體變得不穩(wěn)定或?qū)ι橛兄鴱姶笪侥芰Φ蔫F(錳)氧化物或氫氧化物被還原,生成了溶解性很大的更為活潑的低價鐵(錳)離子,吸附在它們表面的砷也隨著被釋放出來進(jìn)入地下水中。在這類地下水中,高砷常伴隨著高鐵、高錳、低溶解氧,SO2?442-的濃度較低。所以高砷水中砷與SO2?442-的含量一般呈負(fù)相關(guān)。這種關(guān)系表明,砷是在強烈的還原條件下遷移的,與SO2?442-的還原同時進(jìn)行。此外,在氧化環(huán)境中,含砷礦物(如黃鐵礦等)的氧化作用也可導(dǎo)致砷的釋放。氧化還原條件也影響砷的價態(tài)。在氧化環(huán)境中砷的化合物主要以As(V)形式存在;而在還原環(huán)境中則主要以As(III)形式存在,從而也增加了砷的毒性。由于在還原環(huán)境中As(III)比As(V)活潑,因此,氧化還原環(huán)境的改變可導(dǎo)致這種不同的吸附—解吸行為發(fā)生變化?！び袡C組分:許多有機酸,如檸檬酸、醋酸、甲酸及腐殖酸等,能促進(jìn)金屬元素在地下水中的遷移。一方面,有些元素可直接與有機酸官能團結(jié)合,隨有機酸一起遷移;另一方面,由于某些有機酸具有還原能力和膠體性質(zhì),不少變價元素(如砷)處于低價態(tài)時具有較高的溶解度,而有機酸的還原作用可促使它們由高價態(tài)向低價態(tài)轉(zhuǎn)變,并使之在遷移過程中保持價態(tài)的穩(wěn)定性。另外,在富含有機質(zhì)的還原環(huán)境中,在甲烷菌的作用下,砷酸根、亞砷酸根經(jīng)甲基化作用可生成單甲基胂酸鹽(CH3·H3AsO3)、二甲基胂酸鹽([(CH3)]2·H3AsO3)等甲基胂化合物,有利于有機砷的富集。這些因素不僅可使砷在有機環(huán)境中富集,而且使As(III)的比例增加,從而增強了砷的毒性。試驗表明,在偏堿性條件下(pH=7～8),當(dāng)有機物含量增加時,砷吸附于赤鐵礦上的量減少,有利于砷的釋放,從而增加水砷濃度。另外,地下水中高濃度的磷酸根、硅酸根、重碳酸根與砷形成競爭吸附關(guān)系,使一部分原來吸附在粘土礦物或鐵錳氧化物上的砷進(jìn)入地下水,促進(jìn)砷的解吸。5.2羥基氧化鐵feioh和高鐵物在地下水系統(tǒng)中,微生物也嚴(yán)重影響砷的反應(yīng)動力學(xué)特性。一方面,微生物活動產(chǎn)生的生物酶可大大改變不同形態(tài)砷的生化反應(yīng)速率;另一方面,微生物的新陳代謝可加速物質(zhì)的轉(zhuǎn)化和循環(huán)。對砷污染土壤的研究發(fā)現(xiàn),微生物的參與對砷的循環(huán)和轉(zhuǎn)化有著非常重要的影響,砷的生物甲基化過程被認(rèn)為是微生物直接作用的結(jié)果。研究發(fā)現(xiàn),在好氧和厭氧的室內(nèi)條件下都產(chǎn)生了甲基胂(MMAA、DMAA和TMA),偶爾會有劇毒性的砷化氫產(chǎn)生。嗜酸性菌在含砷尾礦中主要為桿狀和鞘狀菌。其中,硫桿菌在砷酸鐵膠體顆粒中對富砷鐵銹的形成起到了促進(jìn)作用。Park等對As,Cd和Zn污染的Hwachon金礦區(qū)沉積物進(jìn)行室內(nèi)研究發(fā)現(xiàn),結(jié)合在羥基氧化鐵(FeOOH)上的As占沉積物中總As的87.9%。在好氧條件下的實驗研究發(fā)現(xiàn),未滅菌的條件下As的濾出量是滅菌條件下的4倍,且認(rèn)為溶液中As的富集主要是有由于pH的上升及微生物的新陳代謝所導(dǎo)致的,與Fe的還原無關(guān)。而在厭氧條件下,總Fe與As的濾出量在培養(yǎng)第4天后同時開始增加,表明微生物引發(fā)的Fe還原性濾出導(dǎo)致了結(jié)合在羥基氧化鐵上As的濾出。利用電子顯微鏡及EDS對印度6650～4800年前沉積的植物有機質(zhì)泥炭層進(jìn)行分析發(fā)現(xiàn),泥炭層中的砷硫鐵礦(FeAsS)是在細(xì)菌的作用下形成的。目前對原生高砷地下水中砷的釋放遷移有很多理論。其中之一就是含砷黃鐵礦的氧化作用。在氧化條件下,礦物晶格發(fā)生變化后,砷從晶格中釋放出來,在微生物參與下這一過程可加速進(jìn)行。此外,許多學(xué)者認(rèn)為富砷地下水與高鐵礦物的還原有關(guān)。已經(jīng)證明在富砷地下水環(huán)境中存在鐵還原菌,Fe(III)的還原與微生物的活動有關(guān),這些土著高鐵還原菌對含水層中砷的遷移起到了關(guān)鍵作用,含水層中砷的釋放與Fe的還原基本上是同時發(fā)生的。結(jié)合在羥基氧化鐵上的砷,由于含水層中還原環(huán)境導(dǎo)致羥基氧化鐵的還原溶解,而進(jìn)入地下水中。在微生物的作用下,地下水中許多同位素能朝著一個方向分餾,使得重型同位素含量逐漸增高,從而在地下水中富集某些重型同位素(如34S、58Fe等)。因此,同位素技術(shù)提供了一種研究地下水砷富集機理的有效手段。Stüben等對印度西孟加拉邦高砷地下水影響區(qū)進(jìn)行了34S同位素分析,發(fā)現(xiàn)高砷水中SO2?442-的δ34S值明顯高于低砷水。他們把這種現(xiàn)象歸結(jié)于高砷水中硫酸根還原菌的作用。另外,Beard等同樣發(fā)現(xiàn),在鐵還原菌作用下,赤鐵礦溶解的Fe(II)中δ58Fe遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于赤鐵礦本身Fe(III)的水平。對于還原環(huán)境中地下水砷的形成機理存在很多爭論,焦點主要集中在砷的還原、鐵錳氧化物還原性溶解以及礦物相變化等方面。在這些方面,同位素方法可以給出一個更為合理的解釋。6除砷劑的選擇及用量范圍確保高砷地下水影響區(qū)飲用水安全主要有2種途徑:尋找低砷水源和高砷水處理。對于第一種途徑,我們在實際考察中發(fā)現(xiàn),大部分低砷水源在使用一段時間以后砷含量明顯增高,該方法在實際應(yīng)用中受到一定的限制。相比之下,高砷地下水除砷技術(shù)研究和開發(fā)受到廣泛關(guān)注。為了滿足砷的飲用水標(biāo)準(zhǔn),國內(nèi)外已經(jīng)開展了大量的研究,力圖改善已有的處理技術(shù)或開發(fā)全新的除砷工藝。其主要目的都是尋找最好的、可利用的飲用水除砷技術(shù)。目前,主要除砷技術(shù)包括沉淀—絮凝、膜分離、離子交換、石灰軟化以及氧化鐵或活性氧化鋁吸附。沉淀—絮凝技術(shù)通常成本高、不適用于小型水處理工藝且去除As(III)的效率低。通常,為了提高砷的去除效率在處理前需要添加氧化劑(如Cl2)使As(III)氧化成As(V),并調(diào)節(jié)pH。不添加Cl2的情況下,對于含砷量為300μg/L的水來說,該技術(shù)對砷的去除率只有10%。如果使用Cl2,砷的去除率可達(dá)到90%。對于膜技術(shù)來說,為了提高As的去除率,也需向原水中加入氧化劑(比如氯氣、臭氧和過氧化氫),把As(III)氧化為As(V)。然而,氧化劑對大部分反滲透膜和電滲析膜通常有傷害。同樣,由于離子交換僅對水中離子的去除有效,只有以離子形式存在的砷可被交換樹脂上的陰離子交換。因此,在pH為中性的環(huán)境中,該技術(shù)在處理As(III)效果極低。除此之外,它還受其它競爭離子(如硫酸根、硒酸根、氟化物以及硝酸根)的影響。氧化鐵吸附劑,如無定型