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砷(As)是一种剧毒物质，属于第四周期V族元素，在自然界中广泛存在并具有准金属特性。砷对人的心肌、呼吸、神经、造血、生殖、免疫系统都有不同程度的损伤作用。长期接触砷(Ⅲ)，会引起细胞中毒和毛细血管中毒，且具有致突变、致癌和致畸变作用，还能引起皮肤癌。低剂量积累也可慢性中毒，慢性砷中毒可引起皮肤病、神经衰弱以及白细胞减少等症状，潜伏期长达几年甚至几十年。美国疾病控制中心(CDC)和国际癌症研究机构(LARC)已经将砷确定为第一类致癌物质。世界卫生组织以及日本新近公布的饮用水中砷含量控制线已降到0.01mg/L。《生活饮用水卫生标准》(GB574985)规定水中砷的浓度不能超过0.05 mg/L。而2005年新颁布的生活饮用水水质标准对砷的浓度要求提高到不高于0.01mg/L。
在自然界中，砷的存在形态主要有As3-、As0、As3+和As5+。As3-只存在于Eh极低的环境中，呈气态砷化三氢(AsH3)的形式，但在自然界中十分稀少。金属砷在自然界中更是稀少。水体中溶解砷主要以无机状态As(Ⅲ)(亚砷酸盐)和As(Ⅴ)(砷酸盐)存在，以亚砷酸盐类存在的As(Ⅲ)比以砷酸盐形式存在的As(Ⅴ)的毒性要高出60倍。砷酸盐(AsO3-4)在富氧化性的水体中占优势，而亚砷酸盐(AsO33-)则富集于还原性水体中。许多研究都证实了As(Ⅲ)的毒性、溶解性、流动性都远大于As(Ⅴ)，由于在pH＜9.5的大多数水体中，As(Ⅲ)处于非离子状态，表现出电中性。因此，那些对As(Ⅴ)的脱除非常有效的方法，如絮凝、沉淀、吸附等对As(Ⅲ)的处理常常收效甚微。鉴于没有一种简单的方法可以直接去除As(Ⅲ)，因此氧化便成为去除As(Ⅲ)时不可缺少的步骤。
常用的氧化剂有：游离氯、次氯酸盐、臭氧、高锰酸盐和H2O2-Fe2+(Fenton试剂)都是有效的化学氧化剂。在混凝沉淀除砷过程中最可行的氧化剂是高锰酸盐和Fenton试剂。但在饮用水中为尽量限制化学药品的使用，以避免氧化剂的残留或在氧化过程中产生副产物，因此氧成为饮水除砷过程中首选的氧化剂。在此，利用空气作为氧化剂分别进行了阳光下曝气和避光曝气时As(Ⅲ)的相关氧化实验，并初步拟合出其氧化动力学方程，为砷的动力学转化过程研究提供了初步的理论依据。
针对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的毒理性及去除性的巨大差异，利用氧化剂将As(Ⅲ)氧化成As(Ⅴ)，既可提高去除效果，又可降低毒性。在国家863项目：《调控含水层物化条件原位处理含砷地下水》(项目编号为2007AA06Z333)的支撑下，该选题的研究目标是：建立As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的检测方法；研究注入空气时水中As(Ⅲ)氧化为As(Ⅴ)的动力学过程，以期建立其转化动力学方程，为科学地进行地下水中砷污染治理提供理论支持和科学依据。
本实验研究的主要内容包括：As(Ⅲ)、As(Ⅴ)浓度的检测方法的建立；氧化还原电位(ORP)的控制因素的实验研究；As(Ⅲ)的氧化动力学实验研究。
研究内容包括以下三个主要方面：
1.建立As(Ⅲ)、As(Ⅴ)浓度的检测方法，进行砷的形态分析研究。用强阴离子交换柱分离-氢化物发生-原子荧光法测定As(Ⅲ)、As(Ⅴ)浓度，选择最佳仪器工作条件，从检出限、精密度、回收率几方面保证方法的可靠性。
2.氧化还原电位(ORP)的控制影响因素实验研究。主要包括溶解氧，pH值对含砷地下水的氧化还原电位的影响以及温度对溶解氧和氧化还原电位的影响。
3.As(Ⅲ)的氧化动力学实验研究。主要包括水中As(Ⅲ)稳定性实验以及注入空气时As(Ⅲ)氧化为As(Ⅴ)的动力学实验研究，拟合转化动力学方程。
得出以下结论：
(1)水样在pH4～11范围内对分离效果的影响较小，在pH5～8范围内的分离效果较好。仪器的光电倍增管负高压、灯电流、载气流速、屏蔽气流速和原子化器的高度对测定影响较大，同时介质酸度、载流酸度、KBH4浓度对测定亦有影响。实验选择最佳工作条件如下：负高压(PMT)：270 V；灯电流：60mA；原子化器高度：8 mm；载气流速：400 mL/min；屏蔽气流速：1000 mL/min；介质酸度：5％；载流酸度：3％；硼氢化钾浓度：2％。在最佳仪器条件下测定As标准系列，当As浓度在0.15～50μg/L时，得到相关系数r=0.9997，方法检出限(3(o)/k)为0.0466μg/L，方法的相对标准偏差(RSD)为0.89％～1.01％，加标回收率为95.0％106.0％，自配水样回收率达到94.05％107.86％，方法用于实际水样中As(Ⅲ)和As(v)的测定，回收率达到95.10％～105.30％，获得了满意的结果，说明用强阴离子交换柱分离-氢化物发生-原子荧光法是测定水中的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的一种理想方法。
(2)水体中的ORP值与pH成负相关，每降低一个pH单位，ORP将升高59mV。含砷水样中DO随着曝气时间的增加而增加，曝气1h左右，水样中的溶解氧达到饱和，含砷水样的ORP随DO的变化可能是由于水样中电极表面两个氧化还原过程O2/OH-和As5+/As3+共同作用的结果。在pH2～12范围内含砷水样的ORP随pH的增大而降低。
(3)温度在30℃以下时，含砷水样中的DO浓度随着温度的升高而升高，当温度在30℃～50℃范围内，含砷水样中的DO浓度随着温度的升高而降低。温度在30℃以下时，含砷水样的ORP随着温度的升高而升高，当温度在30℃～70℃范围内，含砷水样ORP随着温度的升高而降低，整体变化趋势与含砷水样中的DO浓度随温度变化的趋势基本一致。
(4)水体中溶解砷主要以无机状态As(Ⅲ)(亚砷酸盐)和As(Ⅴ)(砷酸盐)存在，以亚砷酸盐类存在的As(Ⅲ)比以砷酸盐形式存在的As(Ⅴ)的毒性要高出60倍。从砷酸、亚砷酸的电离平衡常数以及从电化学理论分析，表明As(Ⅲ)较易氧化成As(Ⅴ)。利用氧化剂将As(Ⅲ)氧化成As(Ⅴ)，既可提高去除效果，又可降低毒性。
(5)浓度为0.1mg/L的As(Ⅲ)水样避光放置30天时，As(Ⅲ)氧化为As(Ⅴ)的氧化率约为15％左右，当放置40d时As(Ⅲ)氧化为As(Ⅴ)的氧化率迅速上升到100％，即避光放置大于40d时水样中的As(Ⅲ)全部氧化成了As(Ⅴ)。
(6)阳光下曝气氧化As(Ⅲ)在pH偏酸性和偏碱性时的氧化率稍大于近中性时的氧化率。阳光下曝气氧化As(Ⅲ)的氧化率随着曝气时间的增加而增大，氧化效果比较明显，曝气8h时As(Ⅲ)的氧化率达到17.92％，其氧化过程符合一级动力学过程，r=-0.95718，k=-0.20579，回归方程：y=-0.20579x-0.05425。
(7)室温下避光曝气氧化As(Ⅲ)在偏酸性时的氧化率比偏碱性时的氧化率稍高。室温下避光曝气氧化As(Ⅲ)的氧化率随着曝气时间的增加而增大，曝气8h时As(Ⅲ)的氧化率达到9.236％，其氧化过程符合一级动力学过程，r=-0.99359，k=-0.11847，回归方程：y=-0.11847x-0.01812。
(8)对比发现避光曝气氧化As(Ⅲ)的氧化率比阳光下曝气氧化As(Ⅲ)的氧化率低很多，说明在阳光下对As(Ⅲ)的曝气氧化过程中不但曝气对氧化起了作用，阳光对As(Ⅲ)的氧化起到了重要的光催化作用。
(9)不同温度避光曝气氧化As(Ⅲ)的过程中均是As(Ⅲ)氧化为As(Ⅴ)的氧化率先随着曝气时间的增加而增加。在常温范围内，温度对避光条件下曝气氧化As(Ⅲ)的氧化效果影响不是很大。