水和廢水處理- Forschen科學

全文

評論文章
飲用水砷汙染的影響及其去除技術

阿施施Kumar11迷你Namdeo1 *羅摩梅塔2Vijaya Agrawala1

1印度理工學院納米技術卓越中心，印度北阿坎德邦Roorkee-247667
 2國家水文研究所，印度北阿坎德邦魯奧爾基247667

*通訊作者:印度理工學院納米技術卓越中心，roorke247667，北阿坎德邦，印度，電話:+917060214491;電子郵件:迷你。namdeo@ gmail.com


摘要

在許多國家，成千上萬的人正遭受砷的毒害。這是由於自然地下水汙染以及工業危害、廢物和排水問題。根據世界衛生組織的規定，水中砷的允許水平為0.01 ppb。雅魯藏布江和恒河三角洲地區是世界上受影響最嚴重的地區之一。阿根廷中部地區受到砷汙染的地下水的影響。具體來說，La Pampa生產的水每升含有4-5300微克。在美國有許多公共供水係統。他們的地下水供水量達到了舊的50 ppb砷標準，但超過了新的10 ppb砷標準。中國、澳大利亞、日本、尼泊爾和世界上更多的國家都麵臨著地下水砷汙染的問題。世衛組織、非政府組織和各國政府作出了大量努力。 But still several cases are found in all over the world. Bangladesh is a most affected country among all of ground water contamination of arsenic.

為了使水能方便地供人類使用，人們使用了幾種技術來去除汙染。使用氯、臭氧等物理方法如紫外線處理，其他過濾技術如反滲透、膜過濾、絮凝、吸附等都是去除水中汙染物的有效方法。本文將討論幾種最有效的除砷技術。

關鍵字

砷;汙染;過濾;選擇性;吸附

簡介

砷的符號為“As”，原子序數為33，原子量為74.92，通常被稱為金屬，但在化學上被歸類為屬於元素周期表第15組的非金屬或類金屬。砷最常見的氧化狀態是:-3(砷化物:通常是合金類金屬間化合物)，+3(亞砷酸鹽(As (III))，和大多數器官砷化合物)，+5(砷酸鹽(As (V):最穩定的無機砷氧化合物)。砷總是以氧、氯、硫、碳和氫的化合物形式存在，與鉛、金和鐵是另一方麵的化合物。它可以以無機或有機的形式存在;無機砷的毒性比有機砷大。無機砷自然存在於許多種類的岩石中，最常見的是硫化物礦石，如毒砂。無機砷化合物已知對人類致癌，有機化合物通常是白色到無色的粉末。砷的單質不溶於水。它隻能以氧化形式[1]溶解。

砷作為人體的一種正常成分，在攝入[2]後，主要以單甲基砷(MMA)的形式通過血液運輸到人體的不同器官。在急性和慢性接觸後，它會對人體健康造成各種不良影響，如皮膚變化(色素沉著、角化過度和潰瘍)、呼吸、肺、心血管、胃腸、血液、生殖、免疫、基因毒性、誘變和致癌影響[3]。

世界上許多國家都麵臨著砷汙染的問題。印度有19個邦的水受到砷汙染，包括拉賈斯坦邦、比哈爾邦、孟加拉邦、阿特邦、奧裏薩邦和古吉拉特邦。拉賈斯坦邦、賈坎德邦、西孟加拉邦和恰蒂斯加爾邦的水汙染問題嚴重。

雅魯藏布江和恒河三角洲地區砷汙染最為嚴重。孟加拉國正努力應對曆史上最大規模的人口中毒事件，因為用於飲用的地下水被天然無機砷汙染了。據估計，孟加拉國1.25億居民中有3500萬至7700萬麵臨飲用被汙染水[4]的風險。這次環境災難的規模比以往任何一次都大;它超越了1984年印度博帕爾核事故和1986年烏克蘭切爾諾貝利核事故。在印度，作為飲用水的砷汙染水對人類健康的影響見圖1[5]。地下水砷汙染的情況不僅在亞洲國家存在，在歐洲、非洲、北美和澳大利亞也存在。

在這篇綜述論文中，我們對地下水砷汙染的所有來源進行了觀察和標記。砷汙染地下水的受影響地區也對人類健康產生了影響。人們對地下水除砷技術的優缺點也進行了評述。從很早以前起，就有許多技術可用於水的淨化。但很少有公司能從受汙染的飲用水中高效去除砷。本文介紹了反滲透、活性氧化鋁、鐵離子活性炭、混凝絮凝、膜過濾、太陽氧化技術和FeO納米顆粒等技術。這些技術在處理砷汙染水體以及砷汙染殘留的處理問題上取得了良好的效果。在一些國家，這些帶有砷汙染的危害殘留物已用於道路建築和磚製造[6]。

圖1:顯示砷感染對人體健康的影響

汙染

中世紀和現代早期的大多數砷中毒案例都是由於通過藥物、冶煉或種族滅絕活動攝入砷所致。大約20歲左右th世紀砷中毒出現在一些國家，人們攝入了砷汙染的水。毒性的表現是大規模的，而不僅僅是個別案例。主要受影響的國家是阿根廷、智利、墨西哥和台灣。快20年了th20世紀的地下水砷汙染和人民的苦難從另外三個亞洲國家(西孟加拉邦-印度，中國和孟加拉國)暴露出來。砷的來源是汙染手管井。在全球砷汙染情景中，目前有38個國家受到影響[8]。僅在亞洲就有13個國家受到砷的影響，在全球情況下，亞洲國家受砷影響更嚴重。僅在孟加拉國的64個縣中，就有60個縣的地下水砷汙染超過世衛組織指導值(10 ppb)[7]。在印度，屬於恒河和雅魯藏布江的泛洪平原地區受到砷的影響。世界各地的地下水汙染主要有三種類型;如圖2所示。另一方麵，受影響的地下水區域如圖3所示。圖3[9]中的彩色斑點指定為三種不同類型的汙染源。

人為增加汙染

人類活動對地下水砷汙染水平的參與日益增加。現在在21的情況下th世紀以來，人類活動也發揮著重要作用。人類活動的主要來源是農作物使用農藥、藥品、工廠廢料、排水和火電廠等。最近在印度德裏的Rajghat和Badarpur地區發現了這類汙染[10,11]。砷汙染發生在印度首都德裏的部分地區，位於總發電量為1085兆瓦的Rajghat和Badarpur燃煤火電廠附近。砷是一種非常親煤的元素，與煤物質有很強的親合力。在發電廠周圍也有因飛灰擴散而造成重大粉塵汙染的例子。電廠飛灰處理的主要方法是摻水處理;產生的泥漿通過管道泵入灰處理池[12]。圖4[13]和圖5[14]顯示了人為添加汙染或人為汙染的一個例子。工業廢物、有害物質暴露於環境中。 These hazards disposals are having long time effect on environment equilibrium [15]. In some countries, waste materials from factories flows to rivers without any proper filtration [8]. These are one of the main causes in increasing of arsenic contamination in rivers water and later on it contaminates groundwater of delta regions of that river.

圖2:地下水砷汙染的類型

圖3:介紹了地下水砷汙染的類型及其來源

圖4:展示了人為砷汙染的一個例子

圖5:給出了空氣中砷處理的實例

對水質的威脅分為農業、泄漏、地下儲罐和化糞池泄漏、城市徑流、采礦和工業操作。加州是美國農業、農業和牧場的領頭羊，每年的收入達200億美元。因此，農業成為加州地下水汙染的最大來源之一也就不足為奇了。加利福尼亞州是美國所有州中使用殺蟲劑和化肥最多的州，Anthony Saramento, 2002年4月[16]。

自然原因

地核的地熱活動導致地球表麵的不平衡。這些不平衡導致了地球表麵的許多自然災害，如火山爆發、海嘯、岩石和礦物的風化、龍卷風等。其中一些自然災害是水中砷汙染的來源，如火山噴發、岩石和礦物的風化作用[12]。

砷在環境中的遷移和分布是複雜的。因為它可能以多種化學形式存在，也因為不同形式的砷在空氣、土壤和水中不斷循環。溶解在水中的砷可以以不同的形式存在。在氧合良好的水和沉積物中，幾乎所有的砷都以砷酸鹽(V)的穩定形式存在。在某些情況下，亞砷酸鹽(III)和砷酸鹽(V)的形式不太穩定，可互換，這取決於化學和生物條件[16]。某些化學形式的砷與粘土和有機物緊密結合，可影響它們在環境中的行為，如圖6[17]所示。風化岩石和土壤中含有砷，可能被風或水侵蝕所運輸。砷通過火山活動釋放到大氣中，並附著在被風吹散的顆粒上，然後落回地麵。

滲入土壤的水吸收了自然存在的礦物質、鹽和有機化合物。當水向下移動時，溶解的礦物質和鹽的濃度通常會增加，這個過程被稱為礦化。在某些情況下，滲水積累的礦物質濃度高到足以使地下水不再被用作供水。這也是砷汙染地下水的一種方式[19,20]。

生物汙染

砷在水環境中經曆了一係列的生物轉化，產生了大量的化合物，特別是有機砷[21]。某些反應，如as (III)氧化成as (V)，在微生物存在和不存在的情況下都可能發生，而其他反應，如甲基化，在水中的熱力學並不有利，隻能在生物存在的情況下發生，這說明許多水生生物具有積累砷的能力，可能會催化as (III)氧化成as (V)。生物轉化在海洋生態中非常重要。

世界受影響地區

圖7[22]顯示了世界各地砷汙染的情況和水平。由於人口增長對水的需求越來越大，汙染的強度逐年增加。在北美、歐洲和台灣地區，大米中的砷含量通常為0.05-0.4 ppb。

圖6:顯示了由於火山爆發而造成的空氣和水的汙染

圖7:顯示了世界砷受影響的地區

亞洲

孟加拉國和西孟加拉邦為供應飲用水而挖的管井被描述為人類曆史上最大的集體中毒事件，3600萬人暴露在飲用水中砷含量升高的環境中。在孟加拉國，地下水中的砷汙染水平高達百萬分之2。在孟加拉國，地下水被廣泛用於灌溉水稻作物，特別是在旱季，75%的總種植麵積用於水稻種植，83%的總灌溉麵積僅用於水稻種植。根據在孟加拉國水稻田進行的有限調查，土壤中的砷背景水平為4至8毫克砷公斤－1(23日25)。

孟加拉國/西孟加拉邦對飲用水汙染進行了大量調查，流行病學研究也越來越多。然而，到目前為止，尚未有研究考慮這些人群的其他潛在砷暴露途徑[26,27]。美國和歐洲對每日砷攝入量的食品調查顯示，魚製品和大米是砷的主要膳食來源。在以大米為主食的國家，通過大米攝入砷的重要性可能相當大。中國在含砷68ppb的水稻土上種植的水稻，其砷含量達到0.7 ppb，表明汙染水稻土對水稻的砷汙染潛力[28,29]。

在日本，20世紀50年代首次發現地熱水和泉水中砷含量很高，1994年發現地下水砷汙染。早在20世紀50年代初，人們就注意到工業來源的砷暴露。在伊朗，發現了慢性砷中毒，隨後的井水取樣顯示，在公元1981年，井水的砷濃度超過了1000 ppb。

在印度，旁遮普邦、哈裏亞納邦和喜馬偕爾邦報告了砷汙染的第一個腳印。昌迪加爾(印度)及其周邊地區在公元1976年首次被強調為砷汙染的地下水。1984年，在西孟加拉邦的恒河下遊平原發現了地下水砷汙染。1992年，尼泊爾下平原地區(Terai)的地下水砷汙染引起了人們的注意。2002年6月，砷汙染發生在恒河平原中部的比哈爾邦，與此同時，位於恒河平原中部和上部的阿特邦也發生了汙染。在2003年10月至2005年8月期間，阿特邦的三個地區，即Ballia、Gazipur和Vranashi出現在黑名單[25]中。

據報道，在公元2004年1月，位於恒河平原中部的印度恰爾肯德邦Sahebganj地區的17個村莊受到了影響。同時在公元2004年1月至2月，印度阿薩姆邦的兩個地區的砷濃度超過了50 ppb。所有被調查的邦和國家都位於恒河-梅根-雅魯藏布江平原(GMB)，該平原麵積約50萬公裏2超過5億的人口正麵臨地下水砷汙染的風險。

印度砷暴露邦

比哈爾:最初於公元2002年在Bhojpur地區的semmaria - ojhapati村發現。15個區57個街區砷汙染風險較高[32,33]。

恰蒂斯加爾邦:據報道，從恰蒂斯加爾邦開始，沿科特裏沿南北方向延伸80公裏的地下水中存在砷汙染。嚴重程度出現在Rajnandgaon[32]的Ambagarh Chowk塊的一定部位。

恰爾肯德邦:賈坎德邦薩赫布甘吉區的3個街區報告了水中砷含量(>0.05 ppm)。恰爾肯德邦受影響最嚴重的地區是拉傑馬哈爾、烏多瓦和薩赫布甘吉區。據報道，這些地區的地下水砷汙染水平很高。

除恰蒂斯加爾邦外，印度的砷汙染主要是地質汙染，主要發生在未固結的沉積物中。在Chhattisgarh，它出現在前寒武紀岩石[34]的含水層中。

歐洲

地下水砷汙染的發現已經持續了近100年，最近的一次是在最近10年。對健康問題的觀察首先使人們認識到，砷是在無意中攝入的。早在公元1913年，阿根廷就發現了人類砷中毒，並將其歸因於飲用地下水。20世紀30年代，台灣認識到皮膚癌與飲用水之間可能存在聯係。20世紀40年代，在羅馬尼亞和鄰近的匈牙利的潘諾尼亞盆地的井水中發現了砷汙染[35]。隨後，在其他歐洲國家，如英格蘭西南部、德國、希臘和西班牙，也發現了類似的情況，目前在全球70多個國家觀察到地下水中砷的濃度超過標準(Nordstrom, 2002;Ravenscroft等人，2009)

歐洲飲用水中砷的指南與世衛組織10 ppb的指南一致。世衛組織在其背景文件中指出，10 ppb準則是基於實際考慮(檢出限度和砷去除的可行性/成本)，而不是基於健康影響[36]。在大多數歐洲國家，飲用水中的砷含量從來都不是一個值得關注的問題，因為幾乎從未超過10 ppb的標準。然而，在匈牙利、塞爾維亞、克羅地亞、希臘、意大利和西班牙等國，已檢測到砷濃度升高，需要采取特殊處理措施將砷降低到可接受的水平[37]。對匈牙利、羅馬尼亞和斯洛伐克的砷接觸情況進行了廣泛研究，發現在一些受研究國家中，通過飲用水接觸砷的情況普遍增加。在匈牙利，中位終生濃度估計為13.3 ppb，羅馬尼亞為0.7 ppb，斯洛伐克為0.8 ppb。總體而言，25%的人群的平均濃度超過10 ppb, 8%的人群暴露在50 ppb[38]以上。

北美

在20世紀中期，美國西部和阿拉斯加的地下水被砷汙染的情況被報道過，但直到20世紀80年代，俄克拉荷馬州、德克薩斯州、阿肯色州以及美國中西部和東北部地區的地下水才被完全發現。最近，在大西洋沿岸平原的部分地區發現了砷含量超過美國聯邦和州標準的地下水。在加拿大，20世紀70年代在新不倫瑞克省和新斯科舍省發現了砷汙染的地下水，20世紀60年代和80年代在加拿大西部發現了砷汙染的地下水。

美利堅合眾國，猶他州米勒德縣

西米勒德縣是猶他州的沙漠地區，人口密度低;大約250人一直在飲用砷濃度為180-210 ppb的井水，主要的砷種類是As (V)(86%)[39]。研究人員檢查了砷中毒的具體症狀，包括皮膚症狀。在任何研究參與者中都沒有發現砷中毒的典型體征和症狀。來自德雷特的參與者的尿液中砷的平均濃度最高，為211 ppb，而欣克利的參與者的尿液中砷的平均濃度為175 ppb，而來自三角洲的對照組為48 ppb。與對照組(320 μ g/kg)相比，Hinckley居民頭發中砷的平均濃度最高，為1210 μ g/kg, Deseret居民頭發中砷的平均濃度最高，為1090 μ g/kg。據報道，在猶他州受砷影響地區的居民中，有高血壓、心髒病、腎炎、腎病和前列腺癌。位於Eugene、Creswell和中央Lane縣Grove地區的西俄勒岡井，以產出富含砷的地下水而聞名，位於一組特殊的沉積岩和火山岩之下，地質學家將其命名為Fisher Formation[41]。在加利福尼亞州的萊森縣，1970年曾報告井水砷中毒，其砷含量在50- 1400 ppb之間。研究發現，當飲用水中砷含量超過50(±30)ppb時，毛發中的砷含量會增加，這表明砷暴露導致身體負荷增加。 The literature reveals that the health of these people who were exposed to arsenic was not adversely affected. In New Hampshire, concentrations of arsenic were measured in 992 drinkingwater samples collected from randomly-selected New Hampshire households. Concentrations of arsenic up to 180 ppb were found, with water from domestic wells containing significantly more arsenic than that from municipal sources [42]. Water samples from drilled bedrock wells had the highest concentrations of arsenic, while samples from surface wells had the lowest concentrations. The arsenic in groundwater of New Hampshire was derived from weathering of bedrock materials and not from anthropogenic contamination. Analysis of rock digests indicates concentrations of arsenic upto 60,000 µg/kg in pegmatite with much lower values in surrounding schist and granites rocks. Arsenic concentration was found higher 50 ppb in well-water and springs of Fairbanks, Alaska [43]. A study was initiated to evaluate the arsenic content of streams and groundwater of the Pedro Dome summit area, about 30 km north of Fairbanks, Alaska, in the heart of the historic Fairbanks mining district. Arsenic was associated with gold mineralization and is believed to reach the groundwater through weathering of arsenic containing rocks [44].

在美國、加拿大和芬蘭，冰川和河流-冰川含水層的砷汙染是眾所周知的，但在其他冰川地區基本未被認識到。然而，大多數病例來自穩定的大陸地區。在美國最年輕的冰川推進沉積物(威斯康星州)上鑽探的井，在明尼蘇達州、愛荷華州和達科他州[45]更有可能受到汙染。在芬蘭，砷汙染的地下水與冰川沉積物中的砷異常有關。但是，在大多數有關國家，可能不存在必要的地球化學地圖集，直接調查地下水[46]會更簡單，也更可靠。

澳大利亞

澳大利亞是一個礦產豐富的國家，除了采礦活動和農藥使用等人為來源外，這些礦物也是砷汙染環境的重要來源[47]。1991年，調查數據顯示，維多利亞州地表水和地下水中的砷含量升高，主要是在金礦礦區附近。在該地區，地下水中的砷濃度從1至30萬ppb不等，而地表水中的砷濃度則在1至28,300 ppb不等。20世紀90年代中期在同一地區進行的後續研究中，地下水樣品中砷的濃度為1- 12ppb，地表水樣品中砷的濃度為1- 220ppb，飲用水樣品中砷的濃度為1-73 ppb[47]。

在澳大利亞，在公元1970年以前，作為殺蟲劑使用的砷酸鉛的舊庫存一直留在棚裏，導致工人慢性砷中毒。最近，Smith等人總結了砷的環境行為，特別強調了砷在澳大利亞環境中的來源、分布和積累。他們報告了人為和自然產生的砷[48]的存在。

非洲

在巴西，有報道稱，由於在巴西東南部米納斯吉拉斯州(MinasGerais)地區進行金礦開采，人們接觸飲用水中的砷，這引起了人們的關注[49]。在公元1998年，對126名學校兒童的尿砷進行了檢測，發現平均濃度為25.7 ppb(範圍2.2-106)。對周邊地區的環境調查發現，地表水砷的平均水平為30.5 ppb(範圍0.4-350);土壤中的砷含量在200至860毫克/公斤之間，沉積物的平均濃度為350毫克/公斤(22- 3200毫克/公斤)。

除砷方法

在目前的21場景中有幾種技術可用聖世紀。所有可用的技術都有各自的優點和缺點。其中一些發現在大量砷汙染人群中經常使用更實用。用水產生的微生物汙染，有幾種技術可用於去除汙染，如使用氯、臭氧等，物理方法如紫外線處理，其他過濾技術如反滲透、膜過濾、絮凝、吸附等。本節[6]將討論一些有效和實用的去除飲用水中砷的技術。

膜過濾

這項工作涉及壓力驅動的膜分離過程。壓力驅動過程可以分為四個重疊的增加選擇性的類別:微濾(MF)，超濾(UF)，納濾(NF)和超濾或反滲透(RO)。需要注意的是，一般情況下，驅動壓力隨著選擇性的增加而增加。顯然，需要在最大比通量(膜通量/驅動壓力)下達到所需的分離(排斥)程度。一般情況下，MF膜和UF膜通過機械過篩完成分離，而納濾膜和反滲透膜的分離是毛細流動或溶液擴散。而膜的組成與溶劑和溶質特性結合可以通過靜電雙層相互作用或其他阻礙影響排異反應。

當含有離子的溶液與具有固定表麵電荷的膜接觸時，與膜具有相同電荷的離子(共離子)的通過可以被抑製。這種情況被稱為Donnen排除。更具體地說，當帶陰離子砷酸鹽的溶液與帶固定負電荷的膜接觸時，砷酸鹽的排斥反應可能大於不帶電荷的膜[53]。因此，選擇具有輕微負電荷的膜可能有利於去除飲用水中的砷。這是一組特別幸運的情況，因為大多數NF和UF膜具有輕微的負電荷，而砷在自然水中的形態主要是陰離子砷形式[51]。如果屏障(膜)是完整的，任何大於膜孔徑的顆粒都不能通過過濾器。如圖8[54]所示。

鐵基活性炭複合吸附劑

本研究采用活性炭(AC) (AC12 × 40，中國Calgon)。該活性炭含水率1.2%，灰分10.3%，活性炭吸附碘值1029 mg/g，硬度96.2%，密度480 g/L。AC的晶粒尺寸為:直徑小於1.7 mm(小於12 US目篩;質量小於1.8%)和直徑大於0.425毫米(超過40美目篩;質量小於1.9%)先用蒸餾水衝洗去汙垢，再用0.001 M HCl溶液衝洗去除孔隙中沉澱的鹽分。然後，用蒸餾水反複清洗AC，以去除所有的酸的痕跡。隨後，將洗淨的AC在85°C下烘幹24 h，使有機雜質揮發，然後用1 N HNO進行改性3.室溫下放置5小時[56,57]。

采用FeCl混合法製備FeO/AC吸附劑3./ FeSO4(摩爾比2:1)和5 mol NaOH，在70℃、pH值為9.5的溫度下靜置10分鍾，同時溫和攪拌(60 rpm)，然後浸漬到改性的AC中[58,59]。得到的材料在烘箱中100°C幹燥3 h。用x射線衍射(XRD) (Ni過濾Cu K， λ=1.5418 nm)、x射線光電子能譜(XPS)、掃描電鏡(SEM)和氮吸附測量對樣品進行分析[60,61]。

另一種生產更有效的還原Cr (VI)體係的方法是在活性炭表麵產生高度分散的鐵相。這些Fe/AC複合材料顯示了一些創新的方麵:-

  1. 高表麵積的碳載體顯著增加了活性含鐵化學物質的數量，它們分散為非常小的顆粒[62]。
  2. 失活後，複合材料中的氧化鐵可以通過簡單的熱處理再生3 +物種與碳反應生成減少的活性相鐵和鐵3.O4(圖9)[63]。
反滲透係統

從私人供水係統中去除砷的最經濟有效的方法似乎是反滲透，通常稱為RO。反滲透可以被認為是在分子水平上的過濾。它的工作原理是迫使水通過一種特殊的選擇性膜[64]。

反滲透去除總溶解固體強迫水，在壓力下，通過一個合成膜。這種薄膜含有微觀孔隙，隻允許小於0.0001微米的分子通過。由於溶解的金屬和鹽分子比水分子大，水會擠過膜，把金屬和鹽留在後麵[65]。專業的反滲透係統能夠去除水中90-99%的溶解礦物鹽。反滲透的機理在圖10[66]中有很好的描述。

圖8:表示膜過濾機理

圖9:給出了活性炭表麵鐵相和Cr還原和鐵氧化相再生過程的示意圖。

納米氧化鐵基吸附劑

磁鐵礦還原氧化石墨烯:磁鐵礦還原氧化石墨烯(M-RGO)複合材料(通過與平均粒徑約為10 nm的磁鐵礦發生化學反應)對去除汙水中的砷有很好的效果。M-RGO複合材料在室溫下具有超順磁性，可被外部磁場分離[67]。這些複合材料對As (III)和As (V)具有較高的結合能力，這是由於在還原氧化石墨烯存在的情況下增加了吸附位點。複合材料在1ppb內砷去除率接近完全(超過99.9%)。因此，它們可用於從水中分離砷[68]。圖11[69]顯示了汙染物在金屬氧化物/氧化石墨烯吸附過程中不同類型的相互作用[69]。

氧化鐵包砂和石灰石:研究了一種利用氧化鐵包覆砂和石灰石從汙水中去除鐵和砷(III)的方法。用氯化鐵包覆沙子，用作過濾介質。在覆膜砂中添加石灰石，大大提高了對鐵和砷的去除效率。Reshmi和Iohborlang等人在2012年12月用石灰石添加5克/100毫升包覆砂時，去除率最高達到97.5%[70]。

水合鐵氧體、粒狀氫氧化鐵和水合氧化鐵是用於去除砷的最廣泛的鐵氧化物和氫氧化物，在去除As (III)和As (V)方麵都有很好的效果[71-76]。在過去的十年中，幾個研究小組在實驗室[77-79]和實地[80-84]廣泛探索了使用零價鐵(ZVI)或鐵(0)去除砷的方法。Noubactep詳細評述了ZVI對砷和其他汙染物的去除機製[85,86]。

圖10:說明了反滲透的機理

圖11:顯示了不同類型的相互作用涉及到汙染物吸附在金屬氧化物/氧化石墨烯上

電絮凝法除砷

電凝的機製一直是不斷檢討的課題。凝聚主要是由於表麵淨電荷的減少，使膠體粒子(之前由靜電斥力穩定)能夠足夠接近，使範德華力將它們聚集在一起並允許聚集[87]。表麵電荷的減少是由於具有相反電荷的電解液的存在而降低了電雙層的排斥勢的結果。在這一過程中，混凝劑是通過對麵陽極材料的電解氧化原位生成的[88]。通過允許廢水與帶相反電荷的離子或與排出物中產生的金屬氫氧化物絮團發生反應，可從廢水中去除電荷離子種砷、金屬或其他成分[89]。

電凝聚過程的工作原理是，從鐵和/或鋁陽極電解產生的陽離子增強了來自水介質的汙染物的凝聚[90]。電泳運動傾向於將帶負電的粒子集中在陽極區域，而將帶正電的離子集中在陰極區域。耗材或犧牲的金屬陽極用於在陽極附近連續產生多價金屬陽離子。這些陽離子中和了通過電泳運動帶向陽極的粒子的負電荷，從而促進了凝固[91]。在流動EC技術中，犧牲陽極(Fe和Al)和電解氣體(H2和O2)結合使用可絮凝劑材料[92]。即使是惰性電極，如鈦和交流電的通過也被觀察到可以從溶液中去除金屬離子和開始懸浮固體的凝固。如上所述，電解產生的氣泡將汙染物帶到溶液頂部，在那裏汙染物被集中收集並去除[93]。EC的去除機製可能包括氧化、還原、分解、沉積、混凝、吸附、吸附、沉澱和浮選[94]。圖12為電凝過程[95]。

太陽能氧化技術

Garcia對單個單元的太陽氧化(SORAS)進行了探索等．[19]作為處理地下水砷的替代技術。該過程基於As (III)的光化學氧化，然後沉澱或過濾吸附在Fe (III)氧化物上的As (V)。他們的發現表明，潛在的化學成分非常複雜，去除效率受到化學基質的變化或操作條件的變化的影響。瑞士聯邦水產科學與技術研究所Eawag目前在其實驗室中開發了SORAS，並在孟加拉國的WATSAN夥伴項目中進行了現場測試[96]。然而，該技術在實際應用中除砷還需要更多的研究[95]。SORAS可將砷含量降低到約50 - 80%。該方法被設想用於家庭一級處理少量飲用水，幾乎沒有成本。SORAS的工作原理如圖13[96]所示。

活性氧化鋁(AA)

根據操作類型，AA係統可能產生液體和/或固體殘留物。如果係統再生，則從反衝洗、堿再生、中和和衝洗步驟產生液體廢物。在某些情況下，再生和中和流可能產生汙泥，因為一些氧化鋁在再生步驟中溶解，可能以氫氧化鋁的形式沉澱[97]。如果鋁基汙泥是通過降低剩餘液的pH值而產生的，那麼由於鋁基汙泥具有砷吸附特性，其砷含量較高。這些汙泥和剩餘的溶液液體部分將需要處理[98]。因為這兩種殘留物都含有砷，它們的處置可能取決於處置要求。當AA達到其使用壽命時，介質本身也將成為固體殘餘，必須處理[99]。由於活性氧化鋁係統除砷能力強，它可以在介質丟棄基礎上而不是介質再生基礎上運行。當以一次性的方式操作時，耗盡的AA介質將是產生的主要殘餘。這種介質由於砷含量高，有可能被歸類為危險廢物。 A TCLP (Toxicity Characteristic Leaching Procedure) test is necessary, therefore, to determine its classification and ultimate disposal restrictions [100]. Because the AA media will filter out particulate material in the source water, the media bed will occasionally require backwashing. This backwash water will likely contain some arsenic attached to either the particulate material or the very fine AA material that is removed during backwashing. Consequently, the disposal of the backwash water may also be subject to the disposal requirements [101,102].

圖12:演示了電凝聚過程

圖13:給出了SORAS的工作原理實例

納米過濾

納濾也是一種反滲透的膜過濾工作。它能有效地去除分子和離子。去除是通過水和溶質在溶液擴散速率上的巨大差異來實現的。RO主要用於生產脫鹽水。除了有害離子，它還保留了有用的礦物質。納濾(NF)過程可以保留大離子和多價離子。納濾膜由於其相對較高的水通量，也被稱為“鬆散反滲透膜”[103]。

最新的發展

最近，一些研究人員正在研究一些更有效的除砷方法。Zhang和Sun, 2013[104,105]發明了多功能微/納米結構MnO2球體成功地應用於地下水中砷的去除過程。As (III)種可被合成的MnO有效氧化2其次是As (V)種的吸附[106]。合成的材料具有良好的吸附和氧化能力，需要在受控條件下去除砷物種。

崔等．[107]，合成了高多孔、納米結構的ZrO2非晶態零氧化鋯球2在一種食品安全添加劑瓊脂粉的幫助下合成納米顆粒，這產生了一種簡單、廉價和安全的合成ZrO的過程2球體。這些ZrO2在接近中性pH條件下，不需要預氧化和/或調整砷汙染水的pH值，球對As (III)和As (V)具有良好的吸附能力。

不同技術的比較

除去飲用水中的砷有很多可用的技術，還有更多的技術有待發現。每種技術也都有其優缺點。討論了幾種除砷技術的適用性、除砷率和成本效益等方麵的比較。表1很好地描述了一些有效的可用技術的比較。

結論

全球地下水砷汙染問題;從日本到美國，從斯裏蘭卡到俄羅斯，都是可見而不可忽視的。地下水砷汙染有不同的來源。在世界各地的現代發展方式中，人為來源日益有效。孟加拉國、印度、尼泊爾和北美國家等國砷汙染嚴重。世界上許多國家的政府和衛生組織為改善受汙染地下水的狀況及其對人類健康的嚴重影響作出了大量努力。但是像孟加拉國這樣的大規模感染情況沒有得到控製，情況一天比一天糟糕。本文就砷在人類食物鏈中的感染原因進行了綜述。

對於某一公用事業，最佳的砷處理技術將取決於水源水中的砷濃度和種類、水中的其他成分、現有的處理工藝、處理成本和殘留物的處理。鋪設技術在第4節中提到和討論。一些技術有他們的好處與他們的背麵圖像。例如，活性氧化鋁從受感染的水中去除砷有很好的效率。但其殘餘危害的處理是首要考慮的問題。反滲透是一種很好的技術。許多淨水器製造公司都在使用這個。但說到大規模的感染者，似乎無法滿足要求。

飲用水汙染是一個關於自然界生命維持元素的問題。在這種情況下，對大眾的影響總是顯而易見的。

確認

作者感謝印度魯爾基理工學院納米技術卓越中心主任R. Jayaganthan教授和印度魯爾基(北阿坎德邦)國家水文研究所主任R. d . Singh博士的支持和提供的設施。作者還想感謝由印度德裏DST資助的水倡議技術計劃。DST/TM/WTI/2K13/94(G)為這項工作提供資金支持。

表1:砷汙染水有效除砷工藝的比較

參考文獻
  1. 中央地下水委員會bha - jal新聞季刊(2009)印度地下水中的砷。印度政府水利部［Ref。］
  2. Barringer JL, Reilly PA(2013)地下水中的砷:來源及影響砷發生和流動的生物地球化學和水文地質因素綜述。見:汙染水文和水資源可持續性研究的現狀。InTech出版社，新澤西水科學中心83-116。［Ref。］
  3. Abernathy CO, Calderon RL, Chappell WR(1997年)砷暴露與健康影響。查普曼和霍爾。［Ref。］
  4. Meharg AA, Md Rahman M(2003)孟加拉國稻田土壤砷汙染:水稻對砷消耗的影響。環境科學與技術37:229-234。［Ref。］
  5. http://www.premierwatermn.com/water-quality/water-contaminants/砷/ [Ref。］
  6. Shiv Shankar, Uma Shankar, Shikha(2014)地下水砷汙染:來源、流行率、健康風險和緩解策略綜述。科學世界雜誌2014:18頁。［Ref。］
  7. Mukherjee A, Mrinal KS, Hossain MA, Ahamed S, Bhaskar Das，等(2006)地下水砷汙染:以亞洲為重點的全球視角。《健康大眾營養學》24:142-163。［Ref。］
  8. Ravenscroft P(2007)預測地下水砷汙染的全球範圍及其對人類健康的潛在影響。聯合國兒童基金會，紐約。［Ref。］
  9. http://www.hydratelife.org/wp-content/uploads/2014/03/via-worldbank.jpg [Ref。］
  10. Dubey CS, Mishra BK, Shukla DP, Singh RP, Tajbakhsh M，等(2011)德裏亞穆納洪泛平原人為砷威脅。環境科學，29(3):359 - 361。［Ref。］
  11. Lalwani S, Dogra TD, Bhardwaj DN, Sharma RK, Murty OP，等。(2004)用氫化物發生器附件耦合原子吸附分光光度計研究德裏地下水中的砷含量。中國臨床生物化學雜誌19:135-140。［Ref。］
  12. 蔡亞麗，李曉燕，李曉燕(2012)印度砷汙染水體的指紋分析。司法鑒定文書3:172。［Ref。］
  13. http://www.sos-arsenic.net/english/source/ [Ref。］
  14. http://www.slideshare.net/sangohanfly/arsenic-groundwatercontamination-in-bangladesh(幻燈片11)。［Ref。］
  15. Jha A, Nagrath K, Vijaya Lakshmi K(2001)獲取安全水:納米技術收益達到金字塔底部的方法。最終技術報告2011年5月。新德裏的發展替代組織。［Ref。］
  16. 1陳華偉，Frey MM, Clifford D, McNeill NS, Edwards M(1999)砷處理的思考。美國水利工程協會學報91:74-85。［Ref。］
  17. http://azzamqonita.blogspot.in/ [Ref。］
  18. Balakrishna G, Pervez S, Bisht DS(2011)印度中部萊普爾城市居民區大氣粉塵中砷的來源分析。大氣化學與物理11:5141- 5151。［Ref。］
  19. Radloff KA, Zheng Y, Michael HA, Stute M, Bostick BC，等。(2011)吸附和需水量對孟加拉國深層地下水砷遷移的影響。地理學報4:793-798。［Ref。］
  20. heny HEW, Trang PTK, Lan VM, Stengel C, Amini M，等(2011)越南地下水砷汙染的一個多世紀以來深含水層開采加劇。自然科學學報(PNAS) 108:1246-1251。［Ref。］
  21. [高勇，祁麗麗，田芳傑(2011)飲水接觸低水平砷大鼠體內砷的器官分布。]環境與健康雜誌。［Ref。］
  22. schwarbach RP, Egli T, Hofstetter TB, von Gunten Urs, Wehrli B(2010)全球水汙染與人類健康。環境與資源年度評論35:109-136。［Ref。］
  23. Appelo CAJ, Drijver B, Hekkenberg R, de Jonge M(1999)地下水鐵的原位去除模擬。地下水37:811-817。［Ref。］
  24. 陳勇，陳勇，陳勇，等。(2011)孟加拉國飲用水砷暴露與皮膚病變發生率的前瞻性研究。中華流行病學雜誌174:185-194。［Ref。］
  25. Van Geen A, Ahmed KM, Akita Y, Alam MJ, Culligan PJ等(2011)孟加拉國淺管井糞便汙染與砷呈負相關。環境科學與技術45:1199-1205。［Ref。］
  26. 國家水文研究所魯爾基中央地下水委員會，新德裏(2010年)《印度地下水砷威脅的緩解和補救:一份願景文件》。由:印度政府水資源部，新德裏。［Ref。］
  27. chacharyya SK, Chakraborty P, Lahiri S, Raymahashay BC, Guha S，等(1999)恒河三角洲砷中毒。自然401:545- 546。［Ref。］
  28. Dhar RK，鄭勇，Saltikov CW, Radloff KA, Mailloux BJ等。(2011)微生物增強孟加拉國更新世含水層砂中砷的遷移能力。環境科學與技術45:2648-2654。［Ref。］
  29. Mahmood, Halder AK(2011)孟加拉國砷中毒的社會經濟影響。毒理學與環境健康科學雜誌3:65-73。beplay最新下载［Ref。］
  30. 曼達爾，鈴木TK(2002)全球砷的研究進展。Talanta 58: 201-235。［Ref。］
  31. 美國環保局(1993年)飲用水中砷的處理和發生。由Malcolm Pirnie為華盛頓特區的地下水和飲用水辦公室準備。
  32. Hira- smith MM, Yuan Y, Savarimuthu X, lilaw J, Hira A，等(2007)印度西孟加拉邦淺層挖井試驗中砷濃度和細菌汙染。環境科學健康毒理危害次環境工程42:89-95。［Ref。］
  33. Hoque MA, Burgess WG(2012)孟加拉國孟加拉含水層係統深層地下水14C定年:對含水層各向異性、補給來源和可持續性的影響。水文學報444-445:209-220。［Ref。］
  34. 國家科學院(1977年)環境汙染物的醫學和生物影響:砷。Washigton直流。［Ref。］
  35. WS Atkins國際有限公司(2001年)《家庭水平除砷技術快速評估，第i和第ii階段，最終報告》。［Ref。］
  36. Hughes MF, Beck BD, Chen Y, Lewis AS, Thomas DJ(2011)砷暴露與毒理學:一個曆史的視角。毒理學雜誌123:305-332。［Ref。］
  37. 水質與處理:社區供水手冊。紐約麥格勞希爾。［Ref。］
  38. Sorg TJ(2000)飲用水處理廠砷殘留物處理條例。美國環境保護署。［Ref。］
  39. Budinova T, Savova D, Tsyntsarski B, Ania CO, Cabal B，等。(2009)生物質廢棄物衍生活性炭去除水溶液中的砷和錳離子。應用表麵科學255:4650-4657。［Ref。］
  40. Cornell RW, Schwertmann U(1996)鐵氧化物聖版，威利- vch:紐約。
  41. 王強，李麗娟，(2003)農藥的淨化與解毒研究，環境科學學報，第8期;甘俊傑，朱PC, Aust SD, Lemley AT(編)牛津大學出版社:美國，65-83。
  42. Moura FCC, Oliveira GC, Araujo MH, Ardisson JD, Macedo WAA等(2006)fe0 -鐵氧化物顆粒間界麵反應形成的高活性物種:一種用於環境應用的高效電子轉移係統。應用Catal A:通用307:195-204。［Ref。］
  43. Costa RCC, Lelis MFF, Oliveira LCA, Fabris JD, Ardisson JD等(2006)基於Fe的新型活性異構Fenton體係3−x米xO4(Fe, Co, Mn, Ni): M2+對H2O2反應活性的影響。J危險物質B129: 171-178。［Ref。］
  44. Costa RCC, Moura FCC, Ardisson JD, Fabris JD, Lago RM(2008)鐵氧化物控製還原製備的基於Fe0/ Fe3O4複合材料的高活性異構類芬頓體係。應用Catal B環境83:131-139。［Ref。］
  45. Coelho F, Ardison JD, Moura FCC, Lago RM, Murad E，等(2008)高活性Fe(0)/Fe的潛在應用3.O4複合材料用於減少Cr(VI)環境汙染物。化學球71:90-96。［Ref。］
  46. Moura FCC, Araujo MH, Costa RCC, Fabris JD, Ardisson JD等(2005)Fe金屬作為電子轉移劑在基於Fe的異構Fenton體係中的高效利用0/鐵3.O4複合材料。化學球60:1118-1123。［Ref。］
  47. Moura FC, Araujo MH, Dalmázio I, Alves TM, Santos LS，等。(2006)電噴霧電離質譜法研究反應機理:一種新型鐵/磁鐵礦/過氧化氫非均相氧化體係降解苯酚的中間體表征。快速共質譜20:1859-1863。［Ref。］
  48. Magalhães F, Moura FCC, Ardisson JD, Lago RM (2008) LaMn . com1 - x菲xO3.和LaMn0.1 - x菲0。90莫xO3.鈣鈦礦的合成、表征及催化活性2O2反應。脫線11:307-312。［Ref。］
  49. Moura FCC, Araújo MH, Ardisson JD, Macedo WAA, Albuquerque AS，等(2007)LaMnO固態反應的研究3.與Feº的催化反應及其對H2O2．化學學報18:322-329。［Ref。］
  50. Choong TSY, Chuah TG, Robiah Y, Gregory Koay FL, Azni I(2007)水中砷毒性、健康危害及去除技術綜述。海水淡化217:139-166。［Ref。］
  51. BAMWSP/DFID/水援助孟加拉國(2001年)《家庭水平除砷技術快速評估》。第二階段報告。達卡。［Ref。］
  52. Sarkar S, Greenleaf JE, Gupta A, Ghosh D, Blaney LM，等(2010)印度西孟加拉邦偏遠村莊社區除砷係統的演變:十年運行評估。水Res 44: 5813-5822。［Ref。］
  53. Jekel M, Seith R(2000)大型水處理廠去除砷的常規和新技術的比較。供水18:628-631。［Ref。］
  54. http://water.me.vccs.edu/exam_prep/mfiltration.html [Ref。］
  55. 金槍魚AÖA， Özdemir E, Simsek EB, Beker U(2013)活性炭基混合吸附劑去除水溶液中的As (V):實驗條件的影響。化學學報223:116-128。［Ref。］
  56. 常青，林偉，應WC(2010)飲用水含鐵顆粒活性炭除砷研究。J危險要聞184:515-522。［Ref。］
  57. Lodeiro P, Kwan SM, Perez JT, González LF, Gérente C，等(2013)新型載鐵活性炭對As (V)的選擇性去除:與碳表麵化學相關的吸附研究。化學工程學報215-216:105-112。［Ref。］
  58. 陳偉，partte R，鄒傑，Cannon FS, Dempsey BA(2007)鐵改性活性炭除砷研究。水決議41:1851-1858。［Ref。］
  59. 張鬆，李旭，陳建平(2010)磁性摻雜活性炭纖維增強除砷性能的製備與評價。碳48:60-67。［Ref。］
  60. 劉智，張福生，Sasaib R(2010)廢生物質負載fe3o4活性炭去除水中砷酸鹽。化學工程學報160:57-62。［Ref。］
  61. Yürüm A, Atakli ZÖK, Sezen M, Semiat R, YürümY(2014)微波加熱和去除水中砷(V)在活性炭上快速沉積多孔氧化鐵。化學工程學報242:321-332。［Ref。］
  62. Arcibar-Orozco JA, Josue DB, Hurtado JCR, Mendez JRR(2014)活性炭除砷過程中鐵含量、比表麵積和電荷分布的影響。化學工程學報49:201-209。［Ref。］
  63. Teixeira APC, Tristão JC, Araujo MH, Oliveira LCA, Moura FCC，等人(2012)鐵:一種生產環境應用材料的多功能元素。化學學報23:1579-1593。［Ref。］
  64. Kartinen Jr EO, Martin CJ(1995)砷去除過程概述。海水淡化103:79-88。［Ref。］
  65. Katsoyiannis IA, Zouboulis AI(2004)應用生物工藝去除地下水中的砷。水科學研究38:17-26。［Ref。］
  66. http://www.meco.com/public/userfiles/photos/membrane_filtration/ reverse-滲透性.jpg [Ref。］
  67. 李jour，高偉偉，吳鬆，邱麗瓊，郭勝強等(2013)高密度三維石墨烯宏觀材料大容量去除重金屬離子。Sci Rep3。［Ref。］
  68. Ruiz C, Anaya JM, Ramirez V, Alba GI, Garcia MG，等。(2011)電化學過程與鐵耦合的滲透反應屏障去除土壤砷。電化學學報6:548-560。［Ref。］
  69. Upadhyay RK, Soin N, Roy SS(2004)石墨烯/金屬氧化物複合材料作為光催化劑、吸附劑和消毒劑在水處理中的作用:綜述。RSC Adv 4: 3823-3851。［Ref。］
  70. Rashmi RD, Iohborlang MU, Das B, Borah K, Thakur AJ，等(2014)鐵氧化砂和石灰石去除飲用水中的鐵和砷(III)。應用水科學4:175-182。［Ref。］
  71. Kuriakose S, Singh TS, Pant KK，(2004)水溶液中As (III)在氧化鐵浸漬活性氧化鋁上的吸附。水質研究，加拿大39:258-266。［Ref。］
  72. 德裏豪斯W, Jekel M, Hildebrandt U(1998)顆粒狀氫氧化鐵-一種用於去除天然水中砷的新型吸附劑。給水排水學報:研究與技術47:30-35。［Ref。］
  73. Thirunavukkarasu OS, Viraraghavan T, Subramanian KS(2003)利用顆粒氫氧化鐵去除飲用水中的砷。水SA 29: 161-170。［Ref。］
  74. Badruzzaman M, Westerhoff P, Knappe DRU(2004)砷酸鹽在顆粒狀氫氧化鐵(GFH)上的顆粒內擴散和吸附。水Res 38: 4002-4012。［Ref。］
  75. 管曉華，王傑，初穗連成(2008)顆粒氫氧化鐵去除水中砷的宏觀和微觀研究。J危險物質156:178-185。［Ref。］
  76. AIIH(2001年)除砷裝置技術和園區的砷緩解方案。召集人主任，Basu BB, Ed，基礎研究學院，印度加爾各答。
  77. Lee Y, Um IH, Yoon J(2003)砷(III)被鐵(VI)(高鐵酸鹽)氧化，隨後通過鐵(III)混凝去除砷(V)。環境科學技術37:576 - 576。［Ref。］
  78. Klas S, Kirk DW(2013)零價鐵去除水中亞砷酸鹽的低pH值和有限氧化的優勢。《危害雜誌》252-253:77-82。［Ref。］
  79. Khan AH, Rasul SB, Munir AKM, Habibuddowl M, Alauddin M，等(2000)孟加拉國地下水中簡單除砷方法的評價。環境科學與健康雜誌A:有毒/危險物質與環境工程35:1021-1041。［Ref。］
  80. Chappell WR, Abernathy CO, Calderon RL(2001)《砷暴露與健康影響》IV. Alauddin M, Hussam A, Khan AH, Habibuddowla M, Rasul SB，(編)等。孟加拉國地下水中一種簡單除砷方法的批判性評價。愛思唯爾，美國，441-451。［Ref。］
  81. Hussam A, Munir AKM(2007)一種基於複合鐵基質的簡單有效砷過濾器:孟加拉國地下水的開發和應用研究。環境科學與健康雜誌有毒/危險物質與環境工程42:1869-1878。［Ref。］
  82. Chiew H, Sampson ML, uch S, Ken S, Bostick BC(2009)地下水鐵和磷酸鹽對鐵修正bios和過濾器除砷效果的影響。環境科學與技術43:6295-6300。［Ref。］
  83. Neumann A, Kaegi R, Voegelin A, Hussam A, Munir AKM，等(2013)孟加拉國複合鐵基質過濾器除砷:現場和實驗室研究。環境科學與技術47:4544-4554。［Ref。］
  84. Noubactep C(2013)用於水處理的金屬鐵:評論。清潔土壤空氣水41:702-710。［Ref。］
  85. Tresintsi S, Simeonidis K, Vourlias G, Stavropoulos G, Mitrakas M(2012)公斤級合成除砷能力提高的鐵氧氫氧化物:Fe(II)氧化-沉澱參數的研究。水Res 46: 5255-5267。［Ref。］
  86. Katsoyiannis IA, Ruettimann T, Hug SJ(2008)曝氣水中fenton試劑生成與零價鐵腐蝕氧化去除的pH依賴性。環境科學與技術42:7424-7430。［Ref。］
  87. Vasudevan S, Lakshmi S, Sozhan G(2010)電化學混凝法去除砷的研究;優化，動力學，混凝劑表征。9月科學技術45:1313-1325。［Ref。］
  88. Vasudevan S, Mohan S, Sozhan G, Raghavendran NS, Murugan V(2006)室內生成次氯酸鹽氧化As (III)為As (V)的研究。工業與工程化學研究45:7729-7732。［Ref。］
  89. Lakshmanan D, Clifford DA, Samanta G(2010)電絮凝法和化學絮凝法除砷鐵的比較研究。水科學研究44:5641-5652。［Ref。］
  90. Lacasa E, Cañizares P, Sáez C, Fernández FJ, Rodrigo MA(2011)鐵鋁電化學輔助混凝去除砷。分離純化技術79:15-19。［Ref。］
  91. Vasudevan S, Oturan MA(2014)電化學在水汙染中的成因與治理綜述。環境化學快報12:97-108。［Ref。］
  92. 瓦蘇德萬，拉克希米J，索湛G(2010)鋁合金陽極電化學混凝去除砷的研究。清潔-土壤空氣水38:506-515。［Ref。］
  93. Vasudevan S, Lakshmi J, Sozhan G(2012)直流和交流電絮凝法去除水中砷的研究。海水淡化和水處理48:163-173。［Ref。］
  94. Parga JR, Cocke DL, Valenzuela JL, Gomes JA, Kesmez M，等。(2005)電絮凝法去除La Comarca Lagunera M´exico重金屬汙染地下水中的砷。J危險物質124:247-254。［Ref。］
  95. Alexandre Andrade Cerqueira和Monica Regina da Costa Marques(2012)石油工業廢水的電解處理，石油和天然氣工業的新技術，Jorge Salgado Gomes博士(主編)，ISBN: 978-953-51-0825-2。
  96. García MG, d 'Hiriart J, Giullitti J, Lin H, Custo G，等。(2004)陽光誘導汙染地下水中砷的去除:太陽能和化學變量的相互作用。太陽能77:601-613。［Ref。］
  97. Wegelin M, Gechter D, Hug S, Mahmud A, Motaleb A (2005) soras在農村和城郊水處理中的一種簡單的除砷工藝。作者之一。
  98. 胡傑，卡諾卡，魏格林M, Gechter D, Von Gunten U(2001)周圍中性pH下含鐵水體中砷的太陽氧化脫除。環境科學與技術35:2114-2121。［Ref。］
  99. 林廷峰，吳建軍(2001)活性氧化鋁顆粒對亞砷酸鹽和砷酸鹽的吸附:平衡和動力學。水Res 35: 2049-2057。［Ref。］
  100. Singh TS, Pant KK(2004)活性氧化鋁吸附As (III)的平衡、動力學和熱力學研究。分離純化技術36:139-147。［Ref。］
  101. Tripathy SS, Raichur AM(2008)用氧化鋁浸漬增強活性氧化鋁的吸附能力以去除水中的As(V)。化學工程學報(自然科學版)138:179-186。［Ref。］
  102. Kunzru S, Chaudhuri M(2005)錳改性活性氧化鋁對砷的吸附/氧化。環境工程學報131:1350-1353。［Ref。］
  103. 賈iles DE, Mohapatra M, Issa TB, Anand S, Singh P(2011)鐵和鋁基吸附去除水中砷的策略。環境科學學報32(3):359 - 361。［Ref。］
  104. 朱傑，Pigna M, Cozzolino V, Caporale AG, Violante A(2013)配體對砷酸鹽和亞砷酸鹽在無定形氧化鋁中的吸附性能的影響。環境化學通訊11:289-294。［Ref。］
  105. 布蘭胡伯P，加裏A(1998)膜過濾飲用水中砷的替代方法。脫鹽117:1-10。［Ref。］
  106. 張濤，孫德東(2013)多功能微/納米結構MnO2球微濾去除水中砷。化學工程學報(英文版)。［Ref。］
  107. 崔紅，蘇勇，李強，高勝，尚建軍(2013)高孔納米ZrO2球在固定床反應器中除砷(III,V)的卓越性能及其全尺寸係統建模。水Res 47: 6258-6268。ww [Ref。］

在此下載臨時PDF

PDF
條信息

Aritcle類型:評論文章

引用:Kumar A, Namdeo M, Mehta R, Agrawala V(2015)飲用水中砷汙染的影響及其去除技術。國際水與廢水處理雜誌1(2):doi http://dx.doi。org/10.16966/2381 - 5299.108

版權:©2015 Kumar A，等人。這是一篇開放獲取的文章，根據創作共用署名許可協議(Creative Commons Attribution License)發布，該協議允許在任何媒體上不受限製地使用、分發和複製，前提是注明原作者和來源。

出版的曆史:

  • 收到日期:2015年6月15

  • 接受日期:8月25日

  • 發表日期:8月31日