下载文档原格式
过氧化法在砷去除中的应用技术与装置研究砷是世界范围内重要的环境问题之一，其存在于地下水和饮用水中，严重威胁着人们的健康和生存环境。
过氧化法是一种常用的砷去除技术，通过利用高效氧化剂过氧化物来将砷转化为无害的沉淀物，有效解决了砷污染问题。
本文将介绍过氧化法在砷去除中的应用技术以及相应的装置研究。
1. 过氧化法概述过氧化法是一种通过加入过氧化物溶液来处理含砷水体的方法。
过氧化物可以提供活性氧，与砷形成复合物，进而将砷氧化成无害的沉淀物。
在过氧化法中，过氧化物的种类和浓度、处理条件都会对砷去除效果产生影响。
2. 过氧化法的应用技术2.1 过氧化物选择常用的过氧化物有氢氧化过氧化钠（NaOH2O2）、过氧化氢（H2O2）等。
选择合适的过氧化物是砷去除效果的关键。
氢氧化过氧化钠对于砷的氧化能力高，但会产生一些副产物，对于一些特殊环境下的水体可能不适用。
过氧化氢氧化能力较弱，但其副产物较少，更适用于一些特殊情况。
2.2 pH调节pH值对于过氧化法的砷去除效果有着重要的影响。
通常情况下，将水体pH值调至碱性范围，可以提高过氧化物与砷的反应速率，并增强砷的氧化能力。
但是，在过度碱性条件下，过氧化物的稳定性可能受到影响，导致反应速率下降。
因此，在实际应用中，需要根据水体的pH值情况进行合理的调节。
2.3 反应时间与温度控制反应时间和温度也是影响过氧化法砷去除效果的重要因素。
一般来说，较长的反应时间能提供更多的反应机会，增加砷的氧化率。
而较高的反应温度能促进过氧化物的分解，加快反应速率。
但是，过长的反应时间和过高的反应温度也会增加操作成本，需要根据实际情况进行调整。
3. 过氧化法的装置研究为了实现过氧化法在砷去除中的高效运行，需要设计相应的装置。
常见的装置包括混凝反应槽、过滤器、沉淀池等。
3.1 混凝反应槽混凝反应槽是过氧化法最关键的装置之一。
在混凝反应槽中，过氧化物与砷进行反应，形成沉淀物。
反应槽的设计应考虑到氧化物的混合与砷的接触，通常采用搅拌或气体曝气来提高混合程度。
饮用水除砷的物理方法一、过滤法过滤法是一种简单有效的物理方法，通过使用特定的过滤材料来去除饮用水中的砷。
常用的过滤材料包括活性炭、石英砂、陶瓷等，这些材料具有较强的吸附能力，能够有效地吸附砷离子。
过滤器的设计应该考虑到过滤材料的密度和孔径大小，以确保能够有效地过滤砷离子。
二、沉淀法沉淀法是一种利用化学反应使砷沉淀下来的物理方法。
常用的沉淀剂有氢氧化铁、氢氧化铝等。
在饮用水中加入适量的沉淀剂，砷离子会与沉淀剂发生反应生成沉淀物，然后通过过滤或沉淀沉淀物的方法将砷离子从水中去除。
三、蒸馏法蒸馏法是一种通过蒸发和凝结的过程来去除饮用水中的砷。
这种方法利用了水和砷的沸点差异，将水蒸发后再重新凝结，从而去除砷离子。
通过这种方法可以得到高纯度的水，但是蒸馏法的能耗较高，不适用于大规模的水处理。
四、电离子交换法电离子交换法是一种通过交换树脂来去除饮用水中的砷的物理方法。
树脂通常是一种具有特定功能的聚合物，能够吸附砷离子并释放出其他离子。
当水通过树脂床时，砷离子会被树脂吸附，而其他离子则被释放出来。
随着时间的推移，树脂中的吸附位点会逐渐饱和，需要进行再生或更换。
五、逆渗透法逆渗透法是一种利用半透膜来去除饮用水中的砷的物理方法。
半透膜是一种具有特殊孔径的膜材料，能够过滤掉水中的砷离子和其他杂质，只保留水分子通过。
逆渗透法不仅可以去除砷离子，还可以去除其他溶解性固体、有机物和微生物等。
以上是几种常用的物理方法，用于解决饮用水中砷的问题。
在实际应用中，可以根据水质和处理需求选择合适的方法。
另外，物理方法通常需要与化学方法结合使用，以达到更好的去除效果。
因此，在实际应用中，需要根据具体情况综合考虑，选择合适的处理工艺。
通过科学的水处理方法，我们可以有效地去除饮用水中的砷，确保饮用水的安全和健康。
超滤技术在饮用水处理行业的应用及发展展望摘要：介绍了膜材料尤其是有机膜材料在饮用水领域的应用和发展，概述了超滤技术在饮用水处理行业的历史发展沿革，总结了当前超滤技术与其他技术的集成应用与研究，展望了超滤新技术在我国饮用水处理方面的应用前景和发展方向。
关键词：超滤膜饮用水膜材料有机膜水处理1 超滤技术超滤(Ultra Filtration,UF)是一种绿色物理分离技术,能够将溶液进行净化、分离或者浓缩的膜透过分离技术，其分离机理主要是筛分和扩散作用；过滤性能介于微滤和纳滤之间。
超滤技术截留分子量的定义域为500~500 000左右，对应孔径约为0.002~0.1μm，操作静压差一般为0.1~0.5MPa，被分离组分的直径约为0.005~10μm。
超滤过程通常可以理解成与膜孔径大小相关的筛分过程，以膜两侧的压力差为驱动力，以超滤膜为过滤介质，在一定的压力下，当水流过膜表面时，只允许水、无机盐及小分子物质透过膜，而阻止水中的悬浮物、胶体、蛋白质和微生物等大分子物质通过[1,2]。
超滤膜多为不对称结构，由一层极薄(通常小于1μm)具有一定尺寸孔径的表皮层和一层较厚( 通常为125μm左右)具有海绵状或指状结构的多孔层组成，前者起分离作用，后者起支撑作用[3]。
2 超滤膜材料的发展超滤膜制膜材料可分为有机材料和无机材料两种。
无机膜材料有陶瓷、沸石、玻璃等，其中陶瓷膜较为常见；目前国内外市场也是陶瓷无机超滤膜居多，常用的陶瓷膜可分为Al2O3、ZrO2和TiO2膜等[4]。
有机膜材料主要有聚砜(PSF)、聚丙烯腈(PAN)、聚偏氟乙烯(PVDF)、聚醚砜(PES)，此外还有聚四氟乙烯(PTFE)、聚氯乙烯( PVC)、聚丙烯(PP)、聚乙烯(PE)等。
尽管自1906年，Bechold等首次提出“超滤”术语，至今已有100多年了，但第一张真正意义上的超滤膜的诞生始于20 世纪60年代初[5]。
我国超滤膜技术起步较晚，20世纪70年代才开始有关超滤膜的研究, 70年代研制出醋酸纤维管式超滤膜，80年代研制出聚砜( PS) 卷式超滤组件、聚砜( PS) 中空纤维超滤组件、聚丙烯腈( PAN) 中空纤维组件、聚氯乙烯( PVC) 中空纤维组件[6-8]。
水中砷酸盐如何去除1 引言砷在自然水体中通常以As(Ⅲ)和As(VI)的无机物形式存在，砷酸盐主要来自于矿业废弃物、石油提炼废水、陶瓷制造业废水等.饮用被砷污染的水而导致的中毒事件的报道主要发生在亚洲的孟加拉国、印度、中国及南北美洲的墨西哥、智利等地.我国内蒙古地区因湖泊沉积物和冲积物等自然原因导致地下水中砷浓度高达2400 μg · L-1，智利等地因火山沉积和人为矿石开采导致地下水砷浓度在100~1000 μg · L-1范围内.人体长期持续的砷摄取量达到0.50~1.00mg · d-1，会出现明显的中毒症状.我国自2007年7月1日实施《生活饮用水卫生标准》(GB5749—2006)，其该标准饮用水中砷的标准限值为不超过10 μg · L-1.在《地表水环境质量标准》(GB3838—2002)中规定I、II、III类水体中砷含量不得超过50 μg · L-1.这对地下水为水源的饮用水除砷技术带来了很大的挑战.目前，国内外对含砷废水的处理主要是物理化学方式，如混凝沉淀、吸附法、离子交换、膜分离、萃取法等，但这些方法都存在经济成本过高或者高浓度含砷废液后续处理的问题.除了物理化学方法，生物方式如活性污泥法、菌藻共生体法及利用生物还原除砷等也被用来研究去除水体中的砷.有研究表明，硫酸盐还原菌可以将硫酸盐还原为硫离子，同时将As(Ⅴ)还原为As(Ⅲ)，这样就可以通过As(Ⅲ)和S2-形成不溶于水的沉淀将砷从水体当中去除.还有研究表明，一种铁还原菌可以利用有机碳源将As(Ⅴ)还原为As(Ⅲ)，但上述还原反应中的电子供体是有机碳源，容易残留，引入新的污染，不适用于微污染原水的处理.氢基质生物膜反应器将膜曝气和生物膜法创新性地结合在一起，使H2作为一种清洁、廉价的电子供体成为可能，在处理微污染原水中氧化态污染物的试验中取得了良好的效果.因此，本文以实验室配水为研究对象，以连续搅拌氢基质生物膜反应器为试验装置，分析NO3--N、SO42-、As(Ⅴ)进水浓度和H2分压对砷酸盐去除效果的影响，为实际处理砷酸盐污染的微污染原水提供指导.2 材料与方法2.1 氢基质生物膜反应器试验采用氢基质生物膜反应器(MBfR)，装置如图 1所示.反应器由有机玻璃筒体、中空纤维膜组件、进出水管路、供氢管路系统及电磁搅拌装置等部分构成.反应器的核心部件为两束聚偏氟乙烯(PVDF)材质的中空纤维膜(膜过滤孔径为0.1 μm，内径0.85 mm，外径1.50 mm，总有效表面积为0.12 m2，共65根)，固定在筒体上下两端作为氢气扩散的管道和生物膜附着的载体.反应器下部泵入进水，上端出水口溢流出水，进水在中空纤维膜外部流动，H2在压力作用下以无泡形式从中空纤维膜的内层扩散到外层，在生物膜层中与氧化性污染物接触并发生还原反应.图1 MBfR结构示意图2.2 试验用水试验采用实验室模拟配水，以NaHCO33为无机碳源;以KH2PO4和Na2HPO4 · 12H2O为缓冲介质，使反应体系pH值保持相对稳定;同时加入营养元素以满足微生物营养需求，具体成分及浓度见表 1.实验中的目标污染物As(Ⅴ)以砷酸三钠(Na3AsO4 · 12H2O)的形式投加. 为了模拟真实的地下水情况，进水中加入一定浓度的在地下水中普遍存在的硝酸盐(NO-)和硫酸盐(SO42-)作为背景污染物(Xia et al., 2011b)，3种污染物的进水浓度随工况不同而变化.配制的进水存储于用铝箔包裹完全遮光的10 L玻璃瓶中，控制pH值在7.2左右，用高纯氮气曝气约20 min，去除水中的溶解氧.表1 实验室配水成分表2.3 实验方法2.3.1 氢自养菌的驯化及反应器的启动接种污泥取自上海市曲阳污水处理厂的厌氧池污泥，经过离心、清洗、重悬浮等处理后，用灭菌注射器取50 mL从反应器底部预留的放空口注入反应器，从进水口快速泵入人工配置的模拟进水，使反应器内水位达到正常水平.打开电磁搅拌装置，使反应器内部液体完全混合.控制H2分压为0.03 MPa，并调节进水泵流速至最小(0.3 mL · min-1，HRT=34.7 h)保持24 h，然后按照前述步骤再次打入50 mL污泥，继续运行24 h.通过48 h的运行，中空纤维膜面上的生物膜初步形成.将初步的生物膜进行一段时间的驯化，使生物膜长厚，生物量富集，并达到稳定的氢自养呼吸状态，即为反应器的启动阶段.改变氢分压为0.04 MPa，进水泵流速调节至1.0mL · min-1(HRT=10.4 h)，以促进微生物继续富集在膜外表面上.待出水NO13-N、SO42-还原率稳定后，添加0.5 mg · L-1 As(Ⅴ)，进行微生物对As(Ⅴ)还原的驯化.当As(Ⅴ)去除率达到稳定，则认为生物膜驯化完成，进入As(Ⅴ)还原影响因素实验阶段.2.3.2 影响因素试验MBfR去除As(Ⅴ)影响因素试验共考察NO3--N负荷、SO42-负荷、As(Ⅴ)负荷、氢分压4个因素，每个因素考察3~4个水平，每个水平运行持续时间为48 h.调整反应器水力停留时间为5.2 h(流速为2.0 mL · min-1)，每次改变工况后，让反应器稳定24 h(多于4倍水力停留时间)，即调节反应器回到平衡状态运行，可认为其达到拟稳态(Rittmann et al.， 004)，平衡状态的条件为:氢分压为0.06 MPa，进水NO13-N 10 mg · L-1，SO42- 25 mg · L-1，As(Ⅴ)0.5 mg · L-1.反应器稳定后开始取样，分别在第24 h、36 h和48 h取得3个出水和进水样品，分析其中各污染物浓度后分别取平均值.各系列试验保持在室温25 ℃，进水pH值7.2左右的背景环境下进行，流速均保持在2.0 mL · min-1.具体各试验运行条件见表 2.表2 影响因素试验的工况安排2.4 样品采集与分析每次试验出水取样时间为1 h，用注射器从完全摇匀的取样瓶中抽出适量水样，经0.45 μm的滤膜过滤后置于4 ℃的冰箱中保存.NO3--N、NO2--N、SO42-浓度通过离子色谱法(ICS-1000型，美国戴安公司)进行测定.As(Ⅲ)、As(Ⅴ)的检测采用LC(Agilent 1000，美国)-ICP-MS(Agilent Technologies 7700 Series，美国)联用技术测定，As(Ⅲ)和As(Ⅴ)分离的液相色谱条件为：Agilent CRC8色谱柱(150 mm×3 mm，3 μm);流动相：2.0 mmol · L-1四丁基磷酸铵、0.5 mmol · L-1乙二胺四乙酸二钠、体积分数为2%的甲醇.电感耦合等离子体质谱参数：功率1500 W，载气流量0.9 mL · min-1，补偿气流量0.25 L · min-1，进样深度8 mm，蠕动泵速0.3r · min-1，预混室温度2 ℃.采用pHS-29A酸度离子计测定pH.3 结果与讨论3.1 NO3--N负荷影响系列试验工况A下试验MBfR系统的出水水质和污染物通量如图 2所示.在进水中含有低浓度NO3--N(5、10 mg · L-1)时，出水中SO42-浓度分别为11.8和14.4 mg · L-1，出水As(Ⅴ)浓度分别为0.07和0.11 mg · L-1，总砷去除率稳定在76%左右.随着进水NO13-N负荷的增加，出水中其他污染物浓度不断增加，各自的还原通量不断降低.当NO3--N浓度达到50 mg · L-1时，出水水质恶化，出水As(Ⅴ)浓度为0.27 mg · L-1，其还原率为28.5%，还原通量201501200010.003 g · m-2 · d-1，而SO42-的还原通量则为零，其还原过程几乎停止，故而出现As(Ⅲ)的积累，总砷去除率仅为1.5%.同时，NO3--N还原也受到影响，出水中出现不完全还原产物NO2--N的累积，浓度高达5.3 mg · L-1，总N去除率仅有61.2%.综上所述，在处理含NO31-N、SO42-及As(Ⅴ)等污染物的污水时，NO3--N发生还原反应的顺序优先于SO42-和As(Ⅴ)，这与之前的一些研究结果相符.在恒定的氢分压及进水SO42-浓度下，NO3--N作为优先电子受体能在氢气限制条件下取得竞争优势，导致SO42-及As(Ⅴ)还原过程中电子供体氢气不足，同时因为系统中SO42-还原产物S2-含量不足进而导致总砷去除效果不佳.同时，反硝化过程中产生的中间产物(如NO21-N、NO和N22O)具有毒性，能和血红或非血红铁蛋白发生亲和反应，对还原性微生物产生抑制作用，因此，NO--N的累积会对As(Ⅴ)的还原反应产生影响.图2 出水中NO3--N、NO2--N和SO42-浓度(a)，总As、As(Ⅴ)和As(Ⅲ)浓度(b)及As(Ⅴ)和SO42-的还原通量(c)随进水NO3--N浓度的变化3.2 SO42-负荷影响系列试验在SO42-负荷影响系列试验中，保持进水As(Ⅴ)浓度为0. 5 mg · L-1，NO13-N浓度为10 mg · L-1，氢分压为0.06 MPa，考察了进水SO42-浓度在4个水平工况下氢自养生物膜对As(Ⅴ)的还原能力及总砷去除效果，结果如图 3所示.由图 3a可知，出水As(Ⅴ)及总砷浓度对进水SO42-浓度变化较为敏感，当进水中的SO42-浓度从25 mg · L-1上升到50 mg · L-1时，出水As(Ⅴ)略有提高，从0.07 mg · L-1提高至0.09 mg · L-1，还原率仅下降了7%，总砷去除率仅下降了4%.当SO42-浓度从50 mg · L-1上升到200 mg · L-1时，As(Ⅴ)还原效率明显降低，降低了33%，同时出水SO42-浓度基本和进水保持一致，其还原过程几乎停止，故而当进水SO42-浓度为200 mg · L-1时总砷去除率仅为1%.结果表明，进水SO42-浓度增加导致电子供体的限制水平相对升高，氢气可利用率相对降低，因此，As(Ⅴ)还原过程需要的电子供体供应减少.反硝化作用基本不受SO42-浓度变化的影响，总N去除率保持为99%以上(图中未显示).而SO42-浓度自身还原率随进水浓度升高而降低，出水的SO42-几乎随进水SO42-浓度呈线性增长，继而影响系统总砷去除效果.同时由图 3b可以看到，当SO42-的进水浓度从25 mg · L-1提高至50 mg · L-1，其还原通量随着进水浓度的提高而上升，而As(Ⅴ)还原率略有降低，表明当体系中SO42-浓度增加时，其对电子供体的竞争优于As(Ⅴ).当SO42-的进水浓度进一步提高至200 mg · L-1，SO42-还原通量反而下降，这可能是由于SO42-浓度过高对生物膜表现出了毒害作用，使得氢自养菌活性降低，同时由于SO42-对电子利用优于As(Ⅴ)，共同导致As(Ⅴ)的还原通量表现出明显的下降趋势.Chung等(2008a;2007b)利用氢自养生物还原处理三氯乙烯(TCE)和氯仿(TCA)时得出，同一反应体系中SO42-还原对氢气产生强烈的竞争，与本实验得出的结论类似.图3 出水中总As、As(Ⅴ)、SO2-4浓度和SO2-4还原率(a)及As(Ⅴ)和SO2-4的还原通量(b)随进水SO2-4浓度的变化3.3 As(Ⅴ)负荷影响系列试验除了共存污染物、电子供体影响因素外，目标污染物自身负荷对反应器运行效果也存在直接影响，根据全球主要地下水砷污染地区砷浓度，考察进水As(Ⅴ)浓度在4个水平中从0.25mg · L-1逐步提高至2 mg · L-1的工况下氢基质生物膜反应器对As(Ⅴ)的还原效果.在工况C 的运行期间，逐步提高进水As(Ⅴ)浓度(从0.25 mg · L-1至2 mg · L-1)，考察氢自养生物膜对As(Ⅴ)的还原效果，结果如图 4所示.从图中可以看出，在既定的氢分压和生物膜稳定状态下，提高进水As(Ⅴ)浓度导致As(Ⅴ)还原效率降低，其出水浓度从0.06 mg · L-1(进水0.25 mg · L-1)上升至0.84 mg · L-1(进水2 mg · L-1)，对应还原率由77.6%2015012000169.3%.生物膜还原的As(Ⅴ)通量逐渐上升，即As(Ⅴ)还原通量由0.005 g · m-2 · d-1上升至0.046 g · m-2 · d-1(图 4b).与此同时，出水SO42-浓度几乎线性上升，当进水As(Ⅴ)浓度提高至2 mg · L-1时，出水SO42-浓度基本与进水浓度保持一致，还原过程几乎停止，导致系统总砷去除效果随之下降，从70.0%(进水0.25 mg · L-1)2015012000147.3%(进水2 mg · L-1);与As(Ⅴ)还原通量变化情况相反，SO42-还原通量随着进水As(Ⅴ)浓度上升而降低，即由0.33g · m-2 · d-1逐渐减少至0 g · m-2 · d-1.NO13-N的还原没有受到工况变化的影响，总N 去除率保持在99%以上(图中未显示).结果表明，进水As(Ⅴ)浓度变化对反应器还原As(Ⅴ)及SO2-4的影响较大，进水负荷过高导致SO2-4还原效果显著降低，故S2-供应不足，系统出现As(Ⅲ)的积累，从而影响系统总砷去除效果.Chung等(2008b;2006b)在利用MBfR去除氧化性物质的试验中也得出类似的结论，即提高底物负荷导致标准通量和去除率呈现降低的趋势.图4出水中总As、As(Ⅴ)、SO2-4浓度和总As去除率(a)及As(Ⅴ)和SO2-4的还原通量(b)随进水As(Ⅴ)浓度的变化3.4 氢分压影响系列试验在已有关于MBfR的研究中，氢分压都被认为是非常重要的控制参数之一.作为电子供体的氢气在反应器中的供应是短缺还是充裕会直接影响到污染物的还原通量.本系列试验中，将氢分压从0.02 MPa逐步提高到0.08 MPa，考察氢自养生物膜对As(Ⅴ)的还原能力及总砷去除效果，结果如图 5所示.在进水NO-3-N、SO2-4和As(Ⅴ)负荷不变的情况下，当氢分压从0.02 MPa提高到0.06 MPa时，出水As(Ⅴ)的浓度从0.33 mg · L-1降至0.11 mg · L-1，还原率从17.9%升高到77.1%，还原通量从0.0017 g · m-2 · d-1上升到0.0087 g · m-2 · d-1.而当氢分压进一步提高到0.08 MPa后出水As(Ⅴ)浓度变化不大，为0.08 mg · L-1，还原率达79%，仅提高了2%，还原通量也趋于稳定.同时As(Ⅴ)的出水浓度虽没有明显变化，但SO42-的出水浓度却持续下降，且下降幅度较为显著.当氢分压从0.02 MPa提高至0.06 MPa时，SO42-还原率从2.5%上升至42.6%，还原通量也从0.015 g · m-2 · d-1提高到0.26 g · m-2 · d-1，增长了近20倍.当氢分压提高到0.08 MPa后，SO42-还原率提高至52.3%，还原通量为0.32 g · m-2 · d-1.随着SO42-还原效果不断提高，出水总砷浓度也随之降低，由0.02 MPa下的0.39mg · L-1201501200010.08 MPa下的0.10 mg · L-1，去除率也从3.5%提高至73.3%.由此可以看出，在氢分压高于0.06 MPa后，提高氢分压对SO2-4还原通量的影响比对As(Ⅴ)还原通量的影响大，这说明在氢分压0.02~0.06 MPa的范围内，As(Ⅴ)的还原受到电子供体数量的限制，氢分压是控制因素;而当氢分压高于0.06 MPa后，提高氢分压对SO2-4还原通量的影响比对As(Ⅴ)还原通量的影响大.这说明氢分压在0.02~0.06 MPa的范围内，As(Ⅴ)的还原受到电子供体数量的限制，氢分压是控制因素;而当氢分压高于0.06 MPa后，由于膜丝表面附着生长的氢自养菌数量有限，生物膜厚度不会随着污染物进水负荷增高而无限增长，随着H2供应增加，氢自养菌提供的电子数量达到自身限值，同时，SO2-4在电子供体竞争中占优势，共同导致As(Ⅴ)的还原受到限制，所以当氢分压高于0.06 MPa后不再为As(Ⅴ)还原的控制因素.同时SO2-4的还原通量在氢分压高于0.06 MPa后增长趋势变得缓慢，进一步证明由于生物量限制，氢自养菌对污染物降解存在自身极限。
国外对砷的研究报告概述及报告范文1. 引言1.1 概述在过去的几十年里，砷作为一种严重污染物质引起了全球范围内的广泛关注。
砷是地壳中普遍存在的元素之一，但由于人类活动的影响，例如工业排放、农药和化肥使用等，导致砷污染成为目前面临的一项严重环境问题。
随着对砷相关风险的认识不断提升，国外各地区展开了大量针对砷的深入研究。
这些研究涉及到砷的背景和特性、砷来源和传播途径、砷污染风险评估与管理措施、检测方法与仪器设备、去除技术与处理方法以及毒性影响评估等方面。
通过总结国外对砷的研究成果，并借鉴其经验和启示，能够为中国及其他国家开展相关研究提供指导。
1.2 文章结构本文将分为五个章节进行详细论述。
首先在引言部分进行概述，包括背景介绍、现实问题和文章目标。
接下来，在第二部分中，我们将具体介绍国外对砷的研究概况，包括砷的背景和特性、污染源及传播途径以及风险评估与管理措施。
第三部分将重点介绍国外的研究方法和技术，包括砷检测方法与仪器设备、砷去除技术与处理方法以及毒性影响评估方法。
在第四部分，我们将详细阐述国外近年来的研究进展和成果，包括实验室及团队的成果概述、重点研究领域和突破以及成功案例和经验总结。
最后，在第五部分中，我们将对国外的研究报告进行总结和分析，并提出相关问题和挑战。
同时，展望未来国外对砷的研究发展方向，并探讨其对中国及其他国家开展相关研究的借鉴和启示。
1.3 目的本文旨在通过对国外对砷的深入研究进行概述，并总结其成果和经验，为我国及其他国家开展相关研究提供参考和指导。
通过了解国外在检测方法、治理技术和风险评估等方面的最新进展，我们可以借鉴其经验来提高对砷污染问题的认识，并开展有效的防治措施。
同时，通过展望未来国外研究的发展方向，我们可以了解到全球砷污染管理领域可能出现的新问题和挑战，为相关政策制定者提供参考依据。
2. 国外对砷的研究报告概述2.1 砷的背景和特性砷是一种常见的地壳元素，可以以多种形态存在。
第53卷第4期 辽 宁 化 工 Vol.53，No. 4 2024年4月 Liaoning Chemical Industry April，2024基金项目： 辽宁省教育厅高等学校基本科研项目(面上项目)（项目编号：LJKZ0465）。
收稿日期： 2023-03-05砷回收与利用技术综述徐铖峰，王晓晨，史鑫，史文定，李瑞冰*（沈阳化工大学 机械与动力工程学院，辽宁 沈阳 110142）摘 要： 砷在自然界中普遍存在，砷酸盐及亚砷酸盐具有很强的毒性，进入环境中会对人们的生产生活造成很大的危害。
综述了当前国内外砷处理技术的研究现状，介绍了铁硫化合物除砷、纳米铁（nZVI）吸附除砷、二氧化钛吸附除砷的技术条件和除砷效果，并对砷治理的发展趋势及应用前景进行了分析和展望。
关 键 词：砷；铁盐法；纳米铁；二氧化钛中图分类号：TQ126.4 文献标识码： A 文章编号： 1004-0935（2024）04-0586-05有色冶炼酸性废水由于酸性大、砷浓度高、重金属种类多，已成为砷污染的主要来源之一。
酸性废水中砷的处理不当会对环境产生不利影响，并对人类健康构成威胁。
一般来说相对于有机砷，无机砷的毒性更强。
三价砷的毒性比五价砷高出约60倍，土壤中的砷元素主要是五价的形式存在，而水中的砷元素常以三价的形式存在[1]。
有毒非金属元素砷有4种氧化形态存在于自然界中[2]，分别是H 2AsO 4-、HAsO 42-、H 3AsO 3和H 2AsO 3-。
许多国家和地区都存在砷污染现象，美国疾病控制中心（CDC）和国际癌症研究机构（LARC）将砷列为第一类致癌物质。
长时间的接触砷污染过的水资源会侵犯人体的各个系统器官，例如呼吸系统、消化系统、心血管系统、神经系统等[3]，因此如何处理砷污染也是当今社会所关注的重要方向之一。
砷元素的回收和利用技术主要有沉淀法、膜分离法、离子交换法、吸附法等。
本文主要对现有沉淀法、吸附法的最新进展进行总结归纳，并对沉淀法除砷的发展前景进行展望。
15分钟全面认识水资源现状及其未来发展方向简述了我国水资源的现状，研究分析了其原因，并着重指出目前我国地表水的利用和地下水的开采已经饱和，面临着严重的污染治理问题。
因此，为了开发新的水源以摆脱水资源短缺的困境，我们必须完善水立法和监管体系，出台保护水生态和控制水污染的优惠政策，研究和引进国外先进的技术和设备，以及科学的治水理念。
以污水处理、海水直接利用、海水和苦咸水淡化、雨水回收利用为重点，开辟新的水源，不仅可以改善中国的水生态环境，控制水污染，而且有助于从根本上解决中国的缺水问题，实现经济社会的持续健康发展。
关键词：中国;水资源;污染治理;未来发展1.中国现状改革开放后，中国工业得到快速发展，但“大量生产、大量消费、大量废弃”的粗放发展模式，使得单位资源产出水平较低，仅相当于美国的1/10，日本的1/20，环境污染严重，单位GDP二氧化硫和氮氧化物排放量是发达国家的8-9倍。
工业万元产值用水量103吨，是发达国家的10-20倍，吨钢耗水20吨-40吨，而发达国家仅为6吨左右。
以牺牲环境和浪费资源换取眼前利益的短视行为，使环境质量遭受了空前的重创：沙漠化面积174万平方公里，90% 以上天然草原退化、生物多样性减少，水土流失面积356平方公里，1/5城市空气污染严重，1/3国土面积受到酸雨影响，流经城市的河段普遍受到污染;固废、汽车尾气、有机污染物污染持续增加，水源、空气、土壤等污染日益恶化，主要污染物排放量超过环境承载能力，并形成新旧污染与二次污染交相复合的态势，水质性缺水呈现恶化趋势，对生态系统、食品安全、人类健康构成严重威胁。
2005年空气污染对经济生产力造成的损失高达1120亿美元。
每年因环境污染造成的损失约占GDP 的3%-8%，农村约有3.6亿人喝不上符合标准的饮用水。
水资源正在成为一种宝贵的战略资源，上升为攸关国家经济社会可持续发展和长治久安的重大战略问题。
水资源短缺面临的挑战是严峻的，主要表现为：1.1 水资源严重短缺水资源总量为2.81×104亿吨，占世界第6位，而人均占有量却居世界第108位，是世界上21个贫水和最缺水的国家之一,人均淡水占有量仅为世界人均的1/4。
饮用水除砷技术现状及展望砷（As）是一个广泛存在并且具有准金属特性的元素，呈灰色斜方六面体结晶，有金属光泽，既不溶解于水又不溶解于酸，为非人体必需元素。
砷的毒性与它的化学性质和价态有关。
单质砷因不溶于水，摄入有机体后几乎不被吸收而完全排出，一般无害；有机砷（除砷化氢的衍生物外），一般毒性较弱；三价砷离子对细胞毒性最强，尤以三氧化二砷(俗称信石，砒霜等)的毒性最为剧烈，三价砷进入人体内，可与蛋白质的巯基结合形成特定的结合物，阻碍细胞的呼吸而显毒性作用，而且三价砷对线粒体呼吸作用也有明显的作用；五价砷离子毒性不强，当吸入五价砷离子时，产生中毒症状较慢，要在体内被还原转化为三价砷离子后，才发挥其毒性作用[1]。
砷也是致癌、致突变因子，对动物还有致畸作用。
长期饮用高砷水，会引起花皮病或皮肤角质化等皮肤病，黑脚病，神经病，血管损伤，以及增加心脏病发病。
天然水中的砷来源于农业和林业使用砷化合物药剂，还来源于冶金、化工、化学制药、制革、纺织、木材加工、玻璃、油漆颜料和陶瓷等工业废水对天然水体的污染。
我国的内蒙古、新疆、台湾等地饮水中含砷量高达0.2-2.0mgAs/l，严重超过我国现行饮水卫生标准<0.05mgAs/l，导致地方性砷中毒，饮用水除砷是防治地方性砷中毒的关键措施，所以，安全、有效、经济的饮水除砷方法的研究显得尤为重要。
目前，饮用水除砷措施主要可概括为混凝法、吸附法、离子交换法等。
下面将一一做详细介绍：1 混凝法混凝法是目前在工业生产和处理生活饮用水中运用得最广泛的除砷方法，并且可以很好的使工业污水达到排放标准，使生活饮用水达到饮用标准。
最常见的混凝剂是铁盐，如三氯化铁、硫酸亚铁、氯化铁；铝盐，如硫酸铝、碱氯化铝、聚铝；还有硅酸盐、碳酸钙、煤渣(主要成分是SiO2和Al2O3有骨架结构和微孔)经粉碎及高温培烧活化后做混凝剂，另外还有聚硅酸铁(PFSC)、无机铈铁(稀土基材料)等做混凝剂。
研究表明，铁盐的除砷效果好于铝盐,而且对As（Ⅴ）的去除效果明显好于As（Ⅲ），所以在除砷过程中常对所处理的水进行预氧化，把三价As(Ⅲ)氧化为五价As(Ⅴ)，再进行混凝[2]，为了提高氧化效果，有时还会加入催化剂促进氧化。
袁涛等人[3]通过正交试验，观察混凝剂成分变化、助凝剂的添加等因素对除砷效果的影响，发现当混凝剂成分分别为硫酸铁、硫酸铝、硫酸铁与硫酸铝聚合而成的复合物（质量比3：1）、硫酸铁和硅酸钠的聚台物（SiO2含量约2%）时，单纯用硫酸铁的除砷效果是最好的，在待除砷水中添加活性炭或高岭土对上混凝剂的除砷效率无明显增强作用。
但采取过滤措施后．砷去除率明显提高，这说明混凝剂水解产物形成的胶体颗粒吸附有砷，同时在pH值较高时铁离子还会产生大量的氢氧化铁胶体，这种胶体具有较大的比表面和较高的吸附能力，能和砷酸根发生吸附共沉淀，使砷的去除率明显提高。
一般认为，混凝剂投加后，能够促使溶解状态的砷向不溶的含砷反应产物转变，从而达到将砷从水中去除的目的。
该过程可概括整理成以下三个方面：(1)沉淀作用，水解的金属离子与砷酸根形成沉淀；(2)共沉淀作用．在混凝剂水解—聚合一沉淀过程中．砷通过被吸附、包裹、闭合(或络合)等作用而随水解产物一起沉淀；(3)吸附作用，砷被混凝剂形成的不溶性水解产物表面所吸附。
后2种机制可能更为重要，因为在饮水除砷处理中，一般pH＞5.5，该条件下不易形成F e A s O4沉淀。
混凝法方法需要大量的混凝剂，产生大量的含砷废渣无法利用，且处理困难，长期堆积则容易造成二次污染，因此该方法的应用受到一定的限制。
2 吸附法吸附法是一种简单易行的水处理技术，一般适合于处理量大、浓度较低的水处理体系。
该方法是以具有高比表面积、不溶性的固体材料作吸附剂，通过物理吸附作用、化学吸附作用或离子交换作用等机制将水中的砷污染物固定在自身的表面上，从而达到除砷的目的。
主要的除砷吸附剂有活性氧化铝、活性炭、骨炭、沸石以及天然或合成的金属氧化物及其水合氧化物等。
李艳红等[4]比较了活性氧化铝、活性炭、骨炭、沸石的动态效果，结果发现，在条件一致的情况下，小颗粒活性氧化铝除三价砷效率可达80％，除五价砷效率达8 6％；而骨炭只有25％和50％，活性炭为25％和44％，沸石为10％和30％。
表明活性氧化铝除砷效率明显优于其他净水剂。
凌波等人[5]对强化除砷净水剂进行了除砷试验，结果发现，这种以粉末活性碳和不同产地骨炭作骨架、改性后加工而成的强化净水剂，除砷容量及除砷效率均比原材料高50倍，比市售除砷材料高10倍，除砷性能专一，只去除水中的砷，不改变水中其他元素的组成和含量，对原水pH也无严格要求，可以使用简单方法再生。
李曼尼等[6]研究了微波法磷改性斜发沸石的结构及其对水中砷的去除，发现斜发沸石微波磷改性后：(1)晶胞体积收缩，相对结晶度降低，比表面积、孔体积和微孔体积明显减小。
(2)可以改变沸石骨架上原子的键合方式。
(3)除砷量明显增大，去除水中砷的能力更强。
改性前，矿样除砷属表面物理吸附机理，改性后，矿样除砷属阴离子交换机理。
梁慧锋等人[7]就新生态MnO2对水中三价砷去除作用进行了研究，发现新生态MnO2对As(Ⅲ)有很好的去除效果，As(Ⅲ)的去除是吸附和氧化共同作用的结果，其去除率高、作用速度快，去除效果只受pH 的影响，是非专性吸附过程，去除过程中As(Ⅲ)浓度的减少符合二级动力学方程，等温吸附过程符合Langmuir和Frundlich方程，最大吸附量分别为50.76、63.7mg/l，阳离子Ca 2+、Fe 2+、Fe 3+等的加入，可以使As(Ⅲ)的去除率接近100%，SO42-和PO43-等阴离子与As(Ⅲ)发生竞争吸附，使As(Ⅲ)去除率降低。
还有人用纳米二氧化钛、铝和稀土元素的金属氧化物或氢氧化物、铈铁复合材料等做吸附剂除砷[8、9、10]。
用吸附法除砷效果易受有机物、pH值、水中砷的存在形态及浓度、其它阴阳离子成分及浓度的影响，且吸附剂材料价格较贵，笔者认为可采用适当的预处理措施，如采用多级过滤后再使用吸附剂。
3 离子交换法离子交换法也是一种有效的脱砷方法，其运用于除砷也越来越广泛。
刘瑞霞等[11]制备了一种新型离子交换纤维，该离子交换纤维对砷酸根离子具有较高的吸附容量和较快的吸附速度。
胡天觉等[12]合成制备了一种对As(III)离子高效选择性吸附的螯合离子交换树脂，用该离子交换柱脱砷，溶液脱砷率高，脱砷溶液中砷含量完全达标，而且离子交换柱用氢氧化钠（含5% 硫氢化钠）作洗脱液洗涤，可完全回收As(III)并使树脂再生循环利用。
由于离子交换法投资高，操作较复杂，原水中含其它盐量较高时，需对原水进行预处理，需要酸碱再生，再生废水必须经处理合格后排放，存在环境污染隐患，细菌易在床层中繁殖，且离子交换树脂会长期向纯水中渗溶有机物。
4 其他方法其他方法如反渗透法在对生活饮用水进行除砷的实验中也取得了良好的效果，是一种有效的除砷方法，但该法还只停留在实验阶段，实际中还未得到应用。
有利用电吸附技术去除水中砷，也取得了较好的效果[13]。
还有用改进的飞灰床过滤去除饮用水中的砷的方法，过滤结果令人满意。
另外美国Solmetex公司成功研制了一种突破性的饮用水纳米除砷技术，该技术已经在美国西南部进行了多次现场试验，并成功地展示了其处理能力和效果。
而目前热门的还有生物除砷法，该法具有除砷效果好，费用低，处理后二次污染小等优点，但多用于废水除砷，而用于饮用水除砷还少见报道。
等等。
5 展望以上所述的各种方法均存在着各自的优缺点，随着水质的日益复杂，今后的除砷技术将朝着多种药剂联合使用，几种方法结合处理的研究方向发展，且需要研究出高效价廉的除砷材料以适应砷的饮水标准日趋严格的要求，同时，生物除砷法也将成为具有发展前途的处理方法。
此外，我国饮用高砷水人群大多居住于农村，所以迫切需要用于家庭除砷器或适于集中供水的除砷设备的研制。
我们期待着安全、高效、经济的除砷新技术、新工艺、新材料、新设备的出现参考文献[1] 曹会兰.砷对人体的危害与防治.化学世界，2003，（10）：559-560.[2] 陈敬军，蒋柏泉，王伟.除砷技术现状与进展. 江西化工，2004，（2）：1-4.[3] 袁涛,罗启芳. 影响混凝沉淀除砷剂效果的若干因素及其除砷机理探讨.卫生研究，2001，30（3）：152-154.[4] 李艳红，郑重，于广军，等．几种除砷剂除砷效果比较[J]．内蒙古地方病防治研究所，1994，19(增刊)：72．[5] 凌波，李树猷，朱琦平，等．强化饮水除砷剂的研制[J]．卫生研究，2001，30(3)：155-157．[6] 李曼尼，杨睿媛，吴瑞凤，等. 微波法磷改性斜发沸石的结构及水中除砷的研究.环境化学，2003，22（6）：591-595.[7] 梁慧锋，马子川，张杰，等. 新生态二氧化锰对水中三价砷去除作用的研究.环境污染与防治，2005，27（3）：168-171.[8]肖亚兵，钱沙华，黄进泉，等．纳米二氧化钛对砷(Ⅲ)砷(V)吸附性能的研究[J]．分析科学学报，2003，19(2)：172-174．[9]欧阳通．稀土材料氢氧化铈吸附水中亚砷酸与砷酸阴离子的特性效果[J]．环境科学，2004，25(6)：43-47．[10]张昱，杨敏，高迎新，等．用于地下水中砷去除的铈铁复合材料的制备和作用机制[J]．中国科学(B)辑，2003，33(2)：127-132．[11]刘瑞霞，王亚雄，汤鸿霄．新型离子交换纤维去除水中砷酸根离子的研究[J]．环境科学．2002．23(5)：88-94．[12]胡觉天，曾光明．选择性高分子离子交换树脂处理含砷废水[J]．湖南大学学报，1 998，25(6)：25-28．[13] 孙晓慰，凌波．利用电吸附技术去除水中过量砷的研究. 环境与健康杂志，2 003，20(2)：110-112．。
