砷环境化学行为五
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砷污染与生态环境的关系
34 ［ 4 ］
3.1 .2
砷中毒机制
进入人体的砷易与酶蛋白质中的疏基( - SH ) 结合形 成硫醇盐， 进而抑制一系列含硫基酶的活性和蛋白质的合 成， 使功能发生变化， 影响人体健康 .三价砷易与 - SH 结 合成稳定的化合物， 经人体吸收后不易排泄且易累积， 而
［ 9 ］ 五价砷与 - SH 并无亲和力 .
( 中国地质科学院水文地质环境地质研究所， 5 00 61 ) 河北 石家庄 0
摘要
砷为广泛存在于自然界中的一种元素， 在环境中表现出复杂的地球化学性质， 不同形态的砷在大气, 土壤及水体中 的迁移和富
集受许多物理化学因素的制约， 并产生毒害程度不同的环境效应 . 总结砷 的来源 , 其在不 同环境介质中的 存在状态及砷污 染对生态 环境的影响 ， 提出应在了解不同介质环境中砷的赋存状态后 ， 采用不同的治理方法有效地去除砷 ， 以最大程度地降低砷对 人体健康及 生态环境造成的危害 . 关键词 砷 ; 砷污染 ; 生态环境 X 50 文献标识码 A 文章编号 10 0 2 - 2 10 4(2 0 11) 0 3 专 -0 540- 0 3
］ M M A［1 2 ; 对于水稻 ， 无机砷主要影响其营养生长， 有机砷 3+ 5+
大， 其毒性大小顺序为 : 砷化三氢 ( As ) > 有机砷化三
33+ 氢衍生物 ( As ) > 无机亚砷酸盐 ( As ) > 有机砷化合 3+ 3+ 5+ 物 ( As ) > 氧化砷( As ) > 无机砷酸盐( As ) > 有
7
.
2
砷在环境中的形态
30 3+ 自然界中砷在 4 种状态下稳定， 即: As ， As ， As 和
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砷中毒机制
进入人体的砷易与酶蛋白质中的疏基( - SH ) 结合形 成硫醇盐， 进而抑制一系列含硫基酶的活性和蛋白质的合 成， 使功能发生变化， 影响人体健康 .三价砷易与 - SH 结 合成稳定的化合物， 经人体吸收后不易排泄且易累积， 而
［ 9 ］ 五价砷与 - SH 并无亲和力 .
( 中国地质科学院水文地质环境地质研究所， 5 00 61 ) 河北 石家庄 0
摘要
砷为广泛存在于自然界中的一种元素， 在环境中表现出复杂的地球化学性质， 不同形态的砷在大气, 土壤及水体中 的迁移和富
集受许多物理化学因素的制约， 并产生毒害程度不同的环境效应 . 总结砷 的来源 , 其在不 同环境介质中的 存在状态及砷污 染对生态 环境的影响 ， 提出应在了解不同介质环境中砷的赋存状态后 ， 采用不同的治理方法有效地去除砷 ， 以最大程度地降低砷对 人体健康及 生态环境造成的危害 . 关键词 砷 ; 砷污染 ; 生态环境 X 50 文献标识码 A 文章编号 10 0 2 - 2 10 4(2 0 11) 0 3 专 -0 540- 0 3
］ M M A［1 2 ; 对于水稻 ， 无机砷主要影响其营养生长， 有机砷 3+ 5+
大， 其毒性大小顺序为 : 砷化三氢 ( As ) > 有机砷化三
33+ 氢衍生物 ( As ) > 无机亚砷酸盐 ( As ) > 有机砷化合 3+ 3+ 5+ 物 ( As ) > 氧化砷( As ) > 无机砷酸盐( As ) > 有
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砷在环境中的形态
30 3+ 自然界中砷在 4 种状态下稳定， 即: As ， As ， As 和
砷的污染、检测与防治
特 别是有 色金 属在 冶炼 过 程 中 ，还 以废 气 或废 渣 的 形 式 向环境 排 放砷 的 污染物 。在少 数土 法炼 砷 比较 集 中的地 区 ，以选 矿 、洗矿 产 生 的废水 和冶 炼过 程 中排 放 的烟气 及废 渣 的形式 排 放 的砷更 加严 重 。 １３ 砷化 物 的广 泛 利用 ．
中图分 类号 ：Ｘ ３ １
文献标 识码 ：Ａ
文章编 号 ：１０ ９７ （０６ 增刊 一 ０ ３— ３ ０６— ４ Ｘ ２０ ） ００ ０ 污染 ，特别 是 土法炼 砷 在我 国流传 广泛 ，在 某些 地
砷的毒性取决于它的结合形式 ，大多数工业和 建筑材料 （ 如加工 的木 材 ） 中的砷是 三氧化 砷 、 亚砷酸钠和砷 的三氯化物等三价化合物 ，还有些砷 的五氧化物 、砷酸 、 砷酸铅和砷酸钙等五价化合物 毒性更大。砷的三价化合物和五价化合物形式主要 存在于被砷污染的水中。这里两种形式的砷被机体 吸收后可以相互转化…。尽管砷是一种有毒物质 ， 但砷的许多化合物却有广泛的用途。砷主要用于木 材的防腐剂 、杀虫剂 和除草剂－ 、动物皮制品 的保
成环境污 染，以农 业 上砷 的利用 污染 最为严 重。 如 ，农业上大量使用含砷农药 ，造成水体及土壤污 染 ，砷污染水体和土壤后被动植物摄取 、吸收，并 在体内累积 ，产生生物蓄积效应 ，造成累积中毒。 砷的群体威胁通常发生在有砷源的地方 ，木材 防腐 、玻璃工厂 、 冶炼厂和果 园及农 田喷洒杀虫剂
要 ：在环境化 学污染物中，砷是最常见、最严重的污染物之一。随着现代工农业生产的发展 ，砷
对环境 的 污染 日趋 严 重 。为 了更好地 评价 砷 污染 对环境 和人体 的 影响 ，介 绍 了砷 污染 的 来源 、对人 体 的危
中图分 类号 ：Ｘ ３ １
文献标 识码 ：Ａ
文章编 号 ：１０ ９７ （０６ 增刊 一 ０ ３— ３ ０６— ４ Ｘ ２０ ） ００ ０ 污染 ，特别 是 土法炼 砷 在我 国流传 广泛 ，在 某些 地
砷的毒性取决于它的结合形式 ，大多数工业和 建筑材料 （ 如加工 的木 材 ） 中的砷是 三氧化 砷 、 亚砷酸钠和砷 的三氯化物等三价化合物 ，还有些砷 的五氧化物 、砷酸 、 砷酸铅和砷酸钙等五价化合物 毒性更大。砷的三价化合物和五价化合物形式主要 存在于被砷污染的水中。这里两种形式的砷被机体 吸收后可以相互转化…。尽管砷是一种有毒物质 ， 但砷的许多化合物却有广泛的用途。砷主要用于木 材的防腐剂 、杀虫剂 和除草剂－ 、动物皮制品 的保
成环境污 染，以农 业 上砷 的利用 污染 最为严 重。 如 ，农业上大量使用含砷农药 ，造成水体及土壤污 染 ，砷污染水体和土壤后被动植物摄取 、吸收，并 在体内累积 ，产生生物蓄积效应 ，造成累积中毒。 砷的群体威胁通常发生在有砷源的地方 ，木材 防腐 、玻璃工厂 、 冶炼厂和果 园及农 田喷洒杀虫剂
要 ：在环境化 学污染物中，砷是最常见、最严重的污染物之一。随着现代工农业生产的发展 ，砷
对环境 的 污染 日趋 严 重 。为 了更好地 评价 砷 污染 对环境 和人体 的 影响 ，介 绍 了砷 污染 的 来源 、对人 体 的危
环境化学第五章 污染物的毒性
• 其中，关键因素是毒物的结构与性质和毒物的剂量（浓度）。
• 毒理学中把毒物剂量（浓度）与引起个体生物学的变化，如脑电、心电、 血相、免疫功能、酶活性等的变化称为效应。把引起群体的变化，如肿 瘤或其他损害的发生率、死亡率等变化称为反应。研究表明，毒物的剂 量（浓度）与反（效）应变化之间存在着一定的关系，称为剂量 - 反 （效）应关系。大多数毒物的剂量-反（效）应关系呈S形。
SH Hg + E SH
2+
S + E Hg + 2H S
• 这些重金属离子也能抑制巯基在酶活性中心之内的酶，可能也是 通过重金属离子与巯基结合来实现的。
• 第三是某些金属取代金属酶中的不同金属。金属酶是金属离子为 辅酶或是辅酶一个成分的酶类。一个有关的例子是Cd(II)可以取代 锌酶中的Zn(II)，因为两者性质和离子半径都很近似的缘故。碱性 磷酸酶、醇脱氢酶和碳酸酐酶等一些锌酶被Cd2+取代后便失活。
– 其间，毒物或被解毒，转化为无毒或低毒代谢物（非活性代谢物）而陆续排 出体外；或被增毒转化为毒性更大的代谢物（活性代谢物）而到达靶器官中 的受体；或不被转化直接以原形毒物到达靶器官中的受体。 – 靶器官是毒物首先在机体中达到毒作用临界浓度的器官。 – 受体是靶器官中相应毒物分子的专一性作用部位。受体成分几乎都是蛋白质 分子，通常是酶，非酶的受体有鸦片类型受体（神经受体）等。
– 2,3,7,8-四氯二苯并二恶英（TCDD）是目前已知的有机毒物中毒性最强的 化合物，其毒性是DDT的10000倍，只要摄入0.000001g就会严重损害人体 健康。
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• 不同毒物或同一毒物在不同条件下的毒性，常有显著的差异。影响毒物 的毒性的因素很多，也很复杂。概括来说包括：
环境污染物砷的危害
砷的危害与防治一、砷的来源自然的来源，主要来自母岩或土壤母质的风化，地壳中砷的含量约1.8 mg/kg ；自然的土体中，砷含量范围为0.2~40 mg/kg ，帄均浓度为5 mg/kg 。
海水中砷的含量帄均浓度为3 µg/L ，每年流入海洋的砷量达1.5×10-7 kg，估计海洋中砷的总重量达4.3×1012 kg 。
火山喷发物中砷含量约20 mg/kg。
大气中砷的主要来自土壤和植物体的释出，估计每年从地表以蒸气型态逸散至大气中的砷，约有2.37×二、工业上砷的污染：工业上砷的污染，主要来自排放的废水。
焦炭、含砷黄铁矿床、及其它金属矿场的冲出物；玻璃器皿制造、木材防腐剂、陶瓷制造业、冶金工业、制革厂、纺织业、染料厂、炼油工业、稀土金属工业等都可能排放出含砷废水。
若此含砷废水流入河流中或湖泊中，不仅危害到水中动植物，亦可能渗透到土壤中，而危害到陆生的动植物。
工业上的砷污染，也是造成人体砷中毒的祸首。
三、农业上砷的污染：砷除了可作为除草剂、杀虫剂和杀菌剂以外，还可作为干燥剂及木材防腐剂。
常见的含砷杀虫剂有砷酸铜、砷酸镉、砷酸铅、砷酸钙、砷酸铁及砷酸锰等；亚砷酸钠则可当作去除虱子的浸液。
而最常见的除草剂则有MSMA（monosodium methanearsonate）和双甲基砷剂；由于具高效率且低成本，常被用来防治棉花种植地的多年生杂草，双甲基砷剂杀草方面不具有选择性，是属于萌后处理接触型杀草剂，亦是一有效的土壤杀菌剂。
含砷农药的大量及长期使用，会使大部分的砷进入土壤并残留，而影响植物生长，甚至发生毒害作用。
以上这一些有毒的砷大都来自人类文明的废弃物，少部分来自生物体的代谢物；若长久累积，将使我们居住的环境以及人类本身遭受砷污染的危害。
四、砷对人体所造成的影响对人体而言，砷中毒之主要来源为水或食物。
例如进入鱼体内的砷，主要是以arsenobetaine及arsenocholine的型态存在，此两种型态的砷几无毒性，且易从人体排出。
环境中砷元素的分布、化学形态、生物毒性及其污染治理
在４ ９ 个样品中， ０３ 砷的算术平均值为 １－ｍ ・ ， １ ｇｋ 几 ２
何 均 值 为 ９２ｍ ・ｇ ３ ． ｇ ｋ一［ １ 气 圈 中含 砷 的量 为００ ～ 。大 ．ｌ １ ｇ ｍ 水 圈 中砷 的浓 度 较 低 ， ５ ５ ｇＬ ． ｉ ・ ， ０ｘ 在 －０ ・ 之
间ｆ ４ ｉ 。
３ 砷的化学形态及其分析方法
３１环境 中砷 的形 态 ．
砷 的毒性 与其 化 学价 态 有 密切 关 系 ， 如无 机 砷 的
毒性 大 于 有 机 砷 ， 价 砷 的毒性 大 于 五价 砷 ， 机 三 三 无 三
３ ０余起砷 中毒事件１ ６ １ 。湖南素有“ 有色金属之乡” 的美
誉， 由于 矿 产 开 采 和 金属 冶 炼 活 动 ， 成 湖 南 的 砷 毒 造 土壤 中砷 含 量 是 世 界 土壤 平 均 含 砷 量 的 ８ ５４倍 。 －４ 湖南 省宜 章 县生 产 砒霜 的 净化 池 中 ， 中含 砷量 达 到 水 ２ ０ ｇ Ｌ ，周 围灌溉 井 水 中砷含 量 为 ０９ｍ ・ｇ ， ０ｍ ・ ０ ． ｇ ｋ～ 高 的达 ８ｍ ・ｇ 阎 ｇｋ 。石 门县雄 黄矿 附近 的 ３个村 庄 土
４个 矿 区稻 田 的 Ａ 污染 状况 进 行调 查 时 发现 ， 矿 ｓ ４个 区 的稻 田土壤 和水 稻 植 株 均 已受 到 严 重 的 Ａ 污 染 ， ｓ 矿 区稻 田土 壤 Ａ ｓ含 量 范 围 为 ３ ．～２ ． ｍ ・ｇ 。 ００ ２５７ ｇ ｋ ２０ ０ ６年 ９月 ６日， 阳县 新墙 河 的地表 水 砷含 量 严 重 岳
Ｎｔ ＂ ａ Ｈ、 Ｃ 、 ２ ４。 ｃ ｒ ［提出的分级方法 ｔ 、 Ｏ Ｄ Ｂ ＨＳ ） Ｍ ｌ ｅ ￣Ｎ Ｏ ａ ｎ９ 】
砷污染及其治理技术
砷污染及其治理技术砷是一种广泛存在于自然界中的元素，它存在于许多矿物质、土壤和水体中。
当然，砷也存在于人体内，但过量摄入砷会对人体健康造成严重危害。
在当前的社会背景下，砷污染已经成为世界性的环境问题，这让砷污染的治理显得尤为重要。
本文旨在探讨砷污染及其治理技术。
一、砷污染的来源砷污染的来源非常广泛，主要包括以下几个方面：1. 自然因素：砷是地球化学元素之一，因此在自然界中随处可见。
水体、土壤、岩石中均含有砷元素，但是砷在这些情况下往往处于低浓度状态，对人体健康影响不大。
2. 工业污染：许多工业过程会导致砷的释放，例如煤燃烧和金属冶炼等。
3. 农业污染：农业生产中常常使用含有砷的杀虫剂和化肥，这些化学物质会排放到水体、土壤中，最终会污染食品。
4. 饮用水：如果饮用水源中砷浓度过高，也会导致砷污染。
这通常是因为水源地处于砷矿区，或者是因为水源受到附近工业污染的影响。
二、砷污染的危害砷元素的摄入会对人体造成严重的危害。
长期摄入高浓度的砷元素，会导致以下几个方面的健康问题：1. 皮肤损害：砷元素可能导致色素沉着、角化和红斑等皮肤病。
2. 癌症：砷元素的摄入可能导致肺癌、肝癌、皮肤癌等多种癌症。
3. 神经系统损害：高浓度的砷元素可能导致神经系统损害，严重时可能导致截瘫等症状。
4. 内分泌系统损害：砷元素可能对人体内的内分泌系统造成损害，引起名为“黑脚病”的疾病。
三、砷污染的治理技术治理砷污染有多种技术手段可供选择，主要包括以下几种：1. 吸附剂法：通过添加吸附剂，将水体中的砷元素吸附下来，从而实现砷污染的治理。
常用的吸附剂包括铁、铝等金属离子和活性炭等。
2. 沉淀法：通过添加沉淀剂将水体中的砷元素沉淀下来，形成不溶性沉淀，从而实现砷污染的治理。
常用的沉淀剂包括氢氧化铁、氢氧化铝等。
3. 生物还原法：通过利用微生物的代谢能力对砷元素进行还原，从而使其沉淀下来。
生物还原法可以用于地下水和土壤的砷污染治理。
4. 隔离技术：通过人工隔离的方法，将受到砷污染的区域与周围环境隔离开来，避免砷元素进一步污染周围环境，同时通过加强地下水管理和监测等手段控制砷元素的扩散。
砷环境化学行为(五)..
As(Ⅴ)还原机制
地下水的厌氧环境可能会使吸附在铁氧化物表面 的As (Ⅴ)被还原为As(Ⅲ) ,在天然水体中性条件下, As (Ⅲ)吸附在铁氧化物表面上的能力要弱于As (Ⅴ) ,因此 As(Ⅲ)会从铁氧化物表面解吸附下来.
Tufano等于2008年在Environ. Sci. Technol上发表 论文,通过试验表明在中性条件下, As (Ⅲ) 在水铁矿、 针铁矿和赤铁矿上的最大吸附量分别为1175mol· kg-1、 0. 35 mol· kg-1和0. 11 mol· kg-1 , 而As (Ⅴ) 的最大吸附量 分别为1. 28 mol· kg-1、0.124mol· kg-1和0. 08 mol· kg-1. 虽 然As (Ⅲ)比As(Ⅴ)更容易吸附在这些铁矿物表面上,但 与As (Ⅴ)相比As(Ⅲ)更迅速更易于从这些矿物上解吸 附,可见As (Ⅲ)与铁矿物的成键要弱于As (Ⅴ).
形成机制
磷酸根与砷的竞争吸附机制 由于磷酸根( PO3-4 )和砷酸根(AsO3-4 )具有相似的 化学结构及解离常数,均可专性吸附在矿物表面,因此 当两种离子共存时,在金属氧化物表面发生竞争吸附。 Acharyya等人于1999年在Nature上发表文章指出， 孟加拉自上世纪60到90年代30年间，农田磷肥的使用 量增加了3倍，地下水砷污染的原因可能是由于农田 磷肥的大量使用，形成上述竞争吸附作用，使部分砷 解吸附进入地下水，造成地下水砷污染.
砷与DOM的作用
砷(As)与溶解有机质(DOM)的络合，形成As-DOM 络合物是控制砷的形态、移动性和生物可利用性的 关键过程。 DOM 是指土壤中能够被水或稀盐水溶液浸提，并 能通过一定0.45μm 微孔滤膜的有机质，它是一类 包含多种化学性质各异的混合物.溶解性有机质 (DOM)是土壤溶液中的一个重要的组成部分,在土 壤化学和生物过程中起着十分重要的作用 。
环境化学第五章
CH
3
2
AsO(OH
)
2eCH
3
2
As(OH
)
C H3 CH
3
3
AsO
2eCH
3
3
As
九、污染物质的生物转化速率
▪ 1、酶促反应的速率 1）米氏方程：
2）影响酶促反应速率的因数 （1）pH的影响 （2）温度的影响 （3）抑制剂的影响
▪ 2、微生物反应的速率 1）微生物反应速率方程：L=L0e-kt 2）影响微生物反应速率的因素 链长规律
▪ 酶 催化作用的特点： 1、催化专一性高 2、酶催化效率高 3、酶催化需要温和的外界条件
二、若干重要辅酶的功能
▪ 1、FMN和FAD ▪ 2、NAD+和NADP + ▪ 3、辅酶Q ▪ 4、细胞色素酶系的辅酶 ▪ 5、辅酶A
其作用是在酶促反应中担任递氢任务, 其作用见下图
▪ 细胞色素酶系的辅酶主要有细胞色素b、c1、 c、a和a3等几种在反应中担当传递电子作 用，见下图
六、有毒有机污染物质的微生物降解
▪ 下面介绍几种有机毒物微生物降解的途径 ▪ 1、烃类
1）正烷烃的讲解 2）烯烃的微生物降解途径主要是烯的饱和末 端氧化，再经与正烷烃相同的途径成为不饱和脂 肪酸 3）苯的微生物降解途径 4）苯系化合物的讲解
▪ 2、农药的降解 1）苯氧乙酸的降解 2）有机磷杀虫剂对硫磷的可能降解途径 3）DDT降解
▪ 在磷脂双分子层中，亲水的极性基因排列于内外 两面，疏水的烷链端伸向内侧，所以，在双分子 层中央存在一个疏水区，生物膜是类脂层屏障。
▪ 膜上镶嵌的蛋白质，有附着在磷脂双分子层表面 的表在蛋白，有深埋或贯穿磷脂双分子层的内在 蛋白，但他们亲水端也都露在双分子层的外表面。
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As(Ⅴ)还原机制
地下水的厌氧环境可能会使吸附在铁氧化物表面
的As (Ⅴ)被还原为As(Ⅲ) ,在天然水体中性条件下, As (Ⅲ)吸附在铁氧化物表面上的能力要弱于As (Ⅴ) ,因此 As(Ⅲ)会从铁氧化物表面解吸附下来.
Tufano等于2008年在Environ. Sci. Technol上发表 论文,通过试验表明在中性条件下, As (Ⅲ) 在水铁矿、 针铁矿和赤铁矿上的最大吸附量分别为1175mol·kg-1、 0. 35 mol·kg-1和0. 11 mol·kg-1 , 而As (Ⅴ) 的最大吸附量 分别为1. 28 mol·kg-1、0.124mol·kg-1和0. 08 mol·kg-1. 虽 然As (Ⅲ)比As(Ⅴ)更容易吸附在这些铁矿物表面上,但 与As (Ⅴ)相比As(Ⅲ)更迅速更易于从这些矿物上解吸 附,可见As (Ⅲ)与铁矿物的成键要弱于As (Ⅴ).
固相吸附的减少，可能会导致砷从含水层沉积物 到地下水的释放从而造成地下水砷污染。
虽然能增强砷的移动性，但DOM的络合也可能会 限制砷的生物可利用性。
地下水砷污染影响因素
气候因素
大多数地下水砷污染地区处在干旱、半干旱气候
地质条件
地形地貌：低洼、封闭的地形地貌 地质构造：断裂凹陷
地下水环境条件
碳酸盐取代砷机制
地下水中的碳酸氢根会竞争矿物表面的吸附位 点,在矿物表面形成含碳酸盐的复合物,从而影响矿物 对砷的吸附.
2002年Appelo等在Environ Sci Technol上发表论文, 通过实验数据和表面络合模型计算得出碳酸根可能占 据水铁矿全部吸附位点的70% ,明显减少了砷在水铁矿 上的吸附. 因此有研究者认为碳酸根对吸附态砷的取 代反应可能是地下水砷污染的一个重要机制。
砷与DOM的作用
砷(As)与溶解有机质(DOM)的络合，形成As-DOM 络合物是控制砷的形态、移动性和生物可利用性的 关键过程。
DOM 是指土壤中能够被水或稀盐水溶液浸提，并 能通过一定0.45μm 微孔滤膜的有机质，它是一类 包含多种化学性质各异的混合物.溶解性有机质 (DOM)是土壤溶液中的一个重要的组成部分,在土 壤化学和生物过程中起着十分重要的作用 。
地下水含水介质的性质：岩性和颗粒大小 地下水径流条件：山区地下水含砷量低、平原
地区地下水含砷量高
地下水pH值：地下水砷的含量随pH值的增大而 增高
氧化还原环境：氧化还原环境决定着砷在地下 水中的存在形式和迁移能力
地下水中无机组Байду номын сангаас：
磷酸根、碳酸氢根、硅酸根以及硫酸根等均 会促使地下水中的砷含量升高；
硫化物氧化
含砷黄铁矿被氧化而释放出砷
铁氧化物的还原溶解机 制
微生物作用引起了铁矿物 的还原溶解而导致吸附在 矿物上的砷进入水中,或者 认为砷直接作为电子受 体,As(Ⅴ)还原成移动性强的 As (Ⅲ)进入地下水,结果导 致固体矿物中砷的释放,从 而造成地下水的砷污染
Fe ( Ⅲ)和As( Ⅴ)的还原作用
由表可知，它们大部 分存在于矿石以及其 衍生物中，在自然环 境下相对较少。一般 来说，含砷黄铁矿 [FeAsS]中含砷量最丰 富，而含砷黄铁矿以 及含砷硫化物的雄黄 [AsS]和雌黄[As2S3]往 往在地壳的高温条件 下形成。
毒砂( FeAsS) 雄黄(AsS) 雌黄(As2 S3 )
由于地下水的还原环境,砷从非游离状态转化为游 离状态,并在不同pH及Eh 条件下以As ( Ⅲ)和As( Ⅴ) 的无机形态存在于地下水中(图1) ,造成地下水的砷 污染.
铁砷还原反应对砷释放到水体中所起的相对作用,现 在普遍认为铁还原反应在控制水体中砷的迁移转化过程中 起主要作用.
有机碳的作用
易分解的有机碳作为能量来源促进了铁氧化物的还原 溶解,还原Fe ( Ⅲ)和As( Ⅴ)的微生物活性依赖于有机碳的供 应.
微生物作用
微生物在地下水砷污染形成机制、以及在砷的释放过 程中起着关键作用。Islam等在Nature上发表文章指出铁还 原菌在铁矿物还原及释放出As( Ⅲ)过程中起着决定性的作 用
环境化学专题五
砷环境化学行为
提要
地下水砷污染形成机制 砷与DOM的作用
地下水砷污染形成机制
地下水砷污染是全球饮用水的主要威胁之一,目 前全世界有超过一亿人受砷污染地下水问题的困 扰。据2010年Fendorf在Science上发表的文章称， 目前全世界有超过一亿人存在着饮用砷污染地下 水问题,其中受高砷地下水影响的国家主要有美 国、德国、中国、印度、孟加拉、墨西哥等,而 南亚包括印度、孟加拉、柬埔寨和越南等国家是 地下水砷污染最严重的地区.
砷与溶解性有机质的络合形式（两种机制）
砷通过配位体交换直接与溶解有机质结合形成 二合As～DOM络合物
通过金属桥(例如Fe)间接 与溶解性有机质联接形成 三合As—Fe—DOM络合物
As-DOM 络合物形成在砷环境化学上的意义
As—DOM络合物形成的直接后果可能是减少As在 固相上的吸附，而被滞留在溶解相或者更有可能 是在胶体相。从而增强As的移动性。
形成机制
磷酸根与砷的竞争吸附机制
由于磷酸根( PO3-4 )和砷酸根(AsO3-4 )具有相似的 化学结构及解离常数,均可专性吸附在矿物表面,因此 当两种离子共存时,在金属氧化物表面发生竞争吸附。
Acharyya等人于1999年在Nature上发表文章指出， 孟加拉自上世纪60到90年代30年间，农田磷肥的使用 量增加了3倍，地下水砷污染的原因可能是由于农田 磷肥的大量使用，形成上述竞争吸附作用，使部分砷 解吸附进入地下水，造成地下水砷污染.
氟离子、钒酸盐与钼酸盐也会与砷化物产生 竞争吸附
地下水中有机组分：甲酸、乙酸、柠檬酸、富 里酸以及腐殖酸等能促进地下水中金属元素的 迁移
一方面，某些元素可直接与有机酸官能团结 合而随有机酸在地下水中迁移；
另一方面，还有某些有机酸具有还原能力和 胶体性质，对砷的释放和迁移有着重要影响。