砷广泛存在于自然界中，常见的无机砷化合物有亚砷酸、砷酸等，有机砷化合物有甲基胂酸、烷基砷、砷脂类化合物、砷糖等〔1〕。单质砷对人和生物无毒，砷化合物却都具有相当的毒性，不同形态的砷化物具有不同的毒性〔2〕。

目前，国内外处理含砷废水的方法主要有沉淀法、离子交换法、生物法、膜法、电凝聚法、吸附法等〔3,4,5,6,7,8〕。这些方法均有其自身的特点，如：沉淀法除砷技术较为完善，应用较为广泛，但它处理后会产生大量废渣，造成二次污染，而且除砷效率低，难以满足饮用水水质要求；离子交换法适用于处理量不大、组成单一、回收价值高的废水，但其处理工艺复杂、成本高，难以实现工业化生产；生物法中微生物对周边环境的要求很严格，因砷具有毒性，用此法处理水中的砷目前尚处在起步阶段；膜分离法处理成本较高，不宜大规模应用；电凝聚法操作技术条件要求比较高；吸附法是利用吸附剂提供的大比表面积，通过砷污染物与吸附剂间较强的亲和力达到净化除砷的目的。吸附法由于简单易行、去除效果好、能回收废水中的砷、对环境不产生或很少产生二次污染，且吸附材料来源广泛、价格低廉、可重复使用等优势而备受人们关注。笔者就吸附法除砷的技术现状和进展作一综述。

1沸石吸附

沸石的晶体结构是由硅（铝）氧四面体连成的三维格架，格架中有各种大小不同的空穴和通道，具有很大的开放性，因此被广泛用作吸附剂。但实验表明，天然沸石对去除水中砷的能力不够理想，所以一些学者对沸石进行了改性，以增加其吸附量。李增新等〔9〕研究了负载壳聚糖的沸石对水中砷的去除效果及吸附条件，研究表明，采用沸石-壳聚糖作吸附剂，其投加质量浓度为15g/L时，吸附时间为20min，对300mg/L的含砷废水，其去除率可达99%。最佳的吸附条件是：温度25℃、pH为7～8，壳聚糖与天然沸石的质量比为1∶20，最佳条件下粒径为1mm的沸石-壳聚糖对砷的饱和吸附量为8.1mg/g。张晖等〔10〕以十六烷基三甲基溴化铵作为改性剂对斜发沸石进行改性，研究了改性沸石对水中砷的吸附率，结果表明：经过改性的斜发沸石对砷有较强的吸附能力，在pH为7～8的条件下，改性沸石的吸附量可达8.5mg/g。P.Chutia等〔11〕利用自己合成的H-MFI-24和H-MFI-90两种改性剂对沸石进行改性，进行去除水体中As（Ⅴ）的实验研究，对实验结果进行Langmuir等温线拟合，改性后的沸石吸附量分别达到35.8、34.8mg/g。

2活性炭吸附

活性炭是利用木炭、各种果壳和优质煤等作为原料，经破碎、过筛、催化剂活化、漂洗、烘干和筛选等一系列工序加工而成的表面活性物质，是一种非常优良的、常用的吸附剂。结构上由于活性炭中的微晶炭呈不规则排列，在交叉连接间存在细孔，活化时会产生炭组织的缺陷，因此其堆积密度低、比表面积大且多孔，活性炭这种特殊的空隙结构使其对水体中的砷有一定的吸附能力。研究表明，经过改性处理后的活性炭，其吸附能力有可能进一步提高。陈维芳等〔12〕利用十六烷基三甲基氯化铵（CTAC）作为改性剂对活性炭进行改性处理，考察其对水中As（Ⅴ）的吸附能力。动态实验结果表明，未经改性活性炭的吸附量仅为2.49mg/g，而经改性后的活性炭，在pH=6、进水As（Ⅴ）质量浓度为100μg/L、空床接触时间为0.53min的条件下，其吸附量能达到16.7mg/g，是改性前的6.7倍。

比表面积是影响活性炭吸附能力的重要因素。方晖等〔13〕采用KOH活化法，以石油焦基为原料，制备了高比表面积活性炭（HSAAC），并考察了pH、吸附时间、浓度和活性炭用量等因素对HSAAC吸附As（Ⅲ）的影响，实验结果表明，当溶液的pH=9.0、As（Ⅲ）的质量浓度为40mg/L，活性炭投加质量浓度为40g/L时，可达到较好的除砷效果，As（Ⅲ）的去除率可达71.25%。但对砷含量较高的废水，用HSAAC处理后，出水As（Ⅲ）质量浓度仍不能达到国家排放标准中≤0.5mg/L的要求，并且与处理含铬、镉、铅等重金属废水相比，HSAAC处理As（Ⅲ）的效果很不理想，还需对该方法进一步研究。

3物及生物质吸附

生物质吸附是利用生物体及其衍生物作为吸附剂来吸附水中砷，以达到去除水体中砷的目的。就生物而言，虽然砷对生物体有很强的毒害作用，但通过驯化作用以及生物自身的适应性，可以提高生物对砷毒性的耐受性，通过氧化还原、表面络合、离子交换和无机微沉淀等作用将砷从水中去除。生物及生物质吸附材料因其环境友好受到越来越多的关注，各种生物及生物质材料（如真菌、纤维素、壳聚糖及其衍生物、玉米芯、蟹壳等）越来越多地被用于各种条件下的含砷废水的处理。

P.K.Pandey等〔14〕利用苦瓜枝叶制成一种生物吸附剂，来处理饮用水中的砷。在As（Ⅲ）的质量浓度为0.5mg/L时，该吸附剂的吸附量可达0.88mg/g，As（Ⅲ）的去除率达到88%，其吸附过程符合Lang-muir及Freundlich吸附等温线。实验发现，该吸附剂的除砷效果受pH、吸附时间影响较大。pH＝9，吸附45min时，达到吸附平衡，并且溶液中SO42-、Cl-、HCO3-、Ca2+及Mg2+的存在不会对该生物吸附剂的吸附性能产生影响。

XinHuang等〔15〕研究了负载Zr（Ⅳ）的胶原纤维对水体中As（Ⅲ）的去除效果，在pH为9.0～12.0时，吸附剂可有效去除水中的As（Ⅲ），且最佳吸附pH＝11.0，此时吸附量达到最大，为54.0mg/g。

杨金辉等〔16〕研究了乙二胺改性磁性壳聚糖微球对As（Ⅲ）的去除效果，在100mL初始质量浓度为10mg/L的含As（Ⅲ）溶液中加入改性壳聚糖微球0.4g，当溶液的pH=2，吸附时间为90min时，改性壳聚糖对溶液中As（Ⅲ）的去除率达到了97%；经吸附后的吸附剂4次解吸后，对As（Ⅲ）的吸附去除率仍达95%以上，说明该吸附剂性能稳定，具有较好的可重复利用性。

利用生物质作为砷的吸附剂时，溶液的pH是关键因素：不同的生物质在不同的pH时呈现的表面活性不同，只有在其表面活性最大时，吸附剂才具有最强的吸附力。

资源的回收利用是可持续发展的需要，工业废弃物中，如铁矿渣、粉煤灰等具有比较大的比表面积，可作为吸附剂去除水体中的砷等有害成分，具有处理成本低、节约资源、以废治害的优点，是今后吸附法应用的发展方向。

刘懿颉等〔17〕以铁矿渣为吸附材料，通过静态实验和动态柱吸附实验去除水体中的砷。静态实验结果显示，温度和溶液的酸碱性对吸附效果的影响较大，在20～40℃范围内，温度高有利于吸附剂对砷的吸附，这是由于在一定范围内，随温度的升高，分子运行速率加快，与吸附材料的接触机会增加，被吸附的可能性增加；铁矿渣对高砷水中As（Ⅴ）的吸附符合Langmuir吸附等温线，吸附为多层吸附且以化学吸附为主；溶液呈酸性时吸附效果要优于碱性条件。动态柱穿透实验则表明，当进水中砷的质量浓度为1829μg/L时，进水体积与吸附剂体积比为1200倍时，出水中砷的质量浓度仍低于国家标准的0.01mg/L，对砷的去除率在90%以上。
粉煤灰是燃煤发电厂排放的一种固体废弃物，其孔隙率为60%～75%，比表面积可达2500～5000m2/kg〔18〕，并且含有大量的活性反应点，可以与吸附质发生化学吸附和物理吸附，所以在水处理中常作为絮凝剂和吸附剂使用〔19〕。JianminWang等〔20〕的研究表明，用粉煤灰作吸附剂去除水中的As（Ⅴ）时，溶液的pH对砷的去除效果影响非常显著：pH为3～7时，有利于粉煤灰对As（Ⅴ）的吸附；超出这个范围则有利于对As（Ⅴ）的解吸；当pH=12时，约有25%的砷因解吸而被重新释放到溶液中。

砷及其化合的毒害性及致癌性一直是人们关注的焦点之一。吸附法是除去废水中的砷的主要方法之一，应用前景广阔，但目前吸附法除砷仍局限于吸附剂材料的选用与改性方面；生物质吸附剂以及废弃物吸附剂因具有环境友好的特点，应是今后研究砷吸附剂的主要方向之一，应尽快形成高效、经济的除砷工艺，开发新设备，满足工程应用的需要；生物质的富集能力、对砷的的吸附机理和水中砷形态分布更需深入研究，为工业应用奠定理论基石。