化學混凝法去除水中砷的研究進展

王玉霞，李瑞華，劉玉燦

(1.華北水利水電大學 環(huán)境與市政工程學院，河南 鄭州 450046；2.煙臺大學 土木工程學院，山東 煙臺 264005)

砷是地殼中天然存在的一種有毒元素，其可通過自然或人為途徑進入水體，從而給安全飲用水供給造成嚴重威脅。慢性砷暴露可引發(fā)皮膚癌、內(nèi)臟癌等健康問題[1]。研究表明，在我國干旱及半干旱的北方地區(qū)，慢性砷中毒是人們面臨的主要健康問題之一[2]。為保證飲用水安全，許多方法被研究并應(yīng)用于飲用水的除砷工藝之中，常用的除砷方法有化學混凝法[3-5]、電絮凝法[6]、吸附法[7]、膜分離法[8]、離子交換法[9]等。自20世紀70年代初發(fā)現(xiàn)混凝法能有效去除水中的As(Ⅴ)開始，學者們對混凝除砷法進行了大量研究。因具有操作簡單、成本低廉等優(yōu)點，化學混凝法成為了最常用的飲用水除砷技術(shù)之一。

化學混凝除砷法是向水中投加混凝劑，利用混凝劑水解形成的金屬氫氧化物沉淀與溶解態(tài)砷之間的吸附和共沉淀作用使砷轉(zhuǎn)化成不溶態(tài)，再通過后續(xù)的沉淀、過濾過程實現(xiàn)砷與水的分離，從而達到去除水中砷的目的。不同的金屬氫氧化物對砷的親和力不同，因此不同混凝劑對砷的去除效果亦不相同。目前，常用的除砷混凝劑有鐵鹽、鋁鹽等，近年來，鈦鹽混凝劑在飲用水除砷中的應(yīng)用吸引了越來越多的關(guān)注。本文對常用混凝劑去除水中砷的效能及天然水中的常見共存物質(zhì)對混凝去除砷的影響規(guī)律與機理進行了系統(tǒng)的綜述，以期能為今后混凝法除砷研究和工程應(yīng)用提供基礎(chǔ)資料和理論參考。

1 不同混凝劑除砷應(yīng)用與研究進展

1.1 鐵鹽混凝劑

與Fe(Ⅲ)相比，F(xiàn)e(Ⅱ)對As(Ⅲ)的去除效果更好。Roberts等[18]的研究表明，用Fe(Ⅱ)替代 Fe(Ⅲ)有利于砷的去除，因為在Fe(Ⅱ)被空氣氧化成Fe(Ⅲ)的同時，As(Ⅲ)可被部分氧化成 As(Ⅴ)，且由Fe(Ⅱ)氧化形成的氫氧化鐵具有更高的吸附容量。處理模擬地下水時，F(xiàn)eSO4對 As(Ⅲ)的去除效果較FeCl3好，將500 μg/L As(Ⅲ)降低到 50 μg/L 所需的FeCl3投加量>80 mg/L，而所需的FeSO4投加量僅為50～55 mg/L。多次投加Fe(Ⅱ)可進一步提高As(Ⅲ)的去除率，當Fe(Ⅱ)多次投加時，取得相同As(Ⅲ)去除效果所需的混凝劑投加量僅為20～25 mg/L。

Fe(Ⅵ)可同時作為As(Ⅲ)的氧化劑和混凝劑。Lee等[19]對Fe(Ⅵ)混凝去除As(Ⅲ)進行了研究，結(jié)果表明，As(Ⅲ)可被Fe(Ⅵ)有效氧化成 As(Ⅴ)，并被其還原產(chǎn)物Fe(Ⅲ)去除，在混凝劑投加量低至2 mg/L時，砷濃度可由517 μg/L降至 50 μg/L 以下，而相同條件下，F(xiàn)e(Ⅲ)投加量達到8 mg/L 時仍不能將As(Ⅲ)濃度降至50 μg/L以下。

對比高鐵鹽和亞鐵鹽對As(Ⅲ)的去除性能發(fā)現(xiàn)，高鐵鹽除砷性能比亞鐵鹽高，高鐵鹽能有效凈化處理低濃度含As(Ⅲ)水，其投加量不足亞鐵鹽的1/2，且出水pH波動較小。亞鐵鹽能催化氧化原水中約40%的As(Ⅲ)，但其對砷的吸附效率卻較差，故對As(Ⅲ)的去除效率不如高鐵鹽[20]。

1.2 鋁鹽混凝劑

常用的鋁鹽混凝劑有氯化鋁(AlCl3)、硫酸鋁(Al2(SO4)3)、聚合氯化鋁(PACl)、聚合硫酸鋁(PAS)等。由于Al(OH)3對As(Ⅲ)的親和力很低，故鋁鹽對As(Ⅲ)的去除效果較差，但對As(Ⅴ)去除效果較好[23-25]。與鐵鹽相比，由于Al(OH)3穩(wěn)定存在的pH范圍較Fe(OH)3窄，且Al(OH)3對砷的親和力低于Fe(OH)3對砷的親和力，鐵化合物具有更高的吸附位密度，因此鋁鹽混凝劑除砷的效果一般比鐵鹽差[26-28]。Lakshmanan等[5]對比了鐵鹽、鋁鹽等對砷的去除效果，結(jié)果表明，以Al2(SO4)3為混凝劑時，在研究的pH(6.5，7.5，8.5)和混凝劑投加量范圍內(nèi)，As(Ⅴ)的去除效果較好，而As(Ⅲ)無明顯去除；在相同條件下，Al2(SO4)3對As(Ⅴ)的去除率比FeCl3低。陳桂霞等[23]的研究也表明，在溶液pH=7.8，As(Ⅲ)/As(Ⅴ)濃度為280 μg/L，AlCl3投加量為0～8 mg/L的條件下，As(Ⅴ)的去除效果較好，而As(Ⅲ)的去除效果較差。即使在混凝劑投量較高時，As(Ⅲ)的去除率仍低于20%，而在混凝劑投加量較低時，As(Ⅲ)的去除率可忽略。與鐵鹽相比，鋁鹽去除As(Ⅴ)的最優(yōu)pH范圍較窄，一般為弱酸性(pH=5～7)，取得相同砷去除效果所需的最小混凝劑投加量更高[24，29]，鋁鹽除砷的成本是FeCl3的4～8倍[5]。

PACl因具有效率高、成本低和使用方便等優(yōu)點而在水處理中被普遍使用。Mertens等[30]采用含有高濃度Al30的PACl去除天然井水中的As(Ⅲ)和 As(Ⅴ)，結(jié)果表明，PACl表現(xiàn)出優(yōu)良的As(Ⅴ)去除率，在近中性溶液pH和總鋁濃度為1～5 mmol/L的條件下，PACl可將20～230 μg/L As(Ⅴ)降至 5 μg/L 以下，但其對As(Ⅲ)的去除率卻不足40%。相比于PAS、氯化鋁和硫酸鋁，PACl對As(Ⅴ)的去除效果最好，在總鋁濃度為70 μmol/L，pH為5.5條件下，PACl去除As(Ⅴ)的效率可達99%[26]。PACl對砷的去除效率與其堿化度有關(guān)，Matsui等[25]評價了51種PACl對砷污染河水中As(Ⅴ)的去除性能，結(jié)果表明，高堿化度的PACl對As(Ⅴ)具有很高的去除效率，尤其在堿性條件下更明顯。As(Ⅴ)的高效去除與聚合和膠體態(tài)的鋁形態(tài)有關(guān)，而與膠體所帶電荷或Zeta電位的相關(guān)性較小。

pH可通過影響鋁鹽水解過程中鋁形態(tài)的分布而影響混凝對砷的去除效率。低分子鋁鹽的水解產(chǎn)物形態(tài)受溶液pH影響較大，因此溶液pH對低分子鋁鹽混凝去除As(Ⅴ)的影響較大，而PACl所含的Al形態(tài)基本穩(wěn)定，受溶液pH影響較小，故pH對PACl去除As(Ⅴ)的影響相對較小。相比于低分子鋁鹽，PACl的最優(yōu)混凝pH范圍更寬，且混凝之后出水的pH改變更小[29]。陳桂霞等[23]研究表明，當溶液pH由4增至5時，0.5，2.0 mg/L的AlCl3對 As(Ⅴ)的去除效率由3.4%和12.33%分別增至 73.24% 和100%，在pH>7時，兩種混凝劑投加量下的As(Ⅴ)去除率均顯著降低；而相同條件下，富含Al13的PACl對As(Ⅴ)的去除率受pH變化的影響相對較小。

1.3 鈦鹽混凝劑

鋁鹽和鐵鹽混凝劑存在絮體生長速度慢、尺寸小、沉淀時間長，對低溫低濁水混凝效果差，殘留混凝劑對人體和水體生物有害、且污泥產(chǎn)生量大、污泥處理成本高等問題[31]。近年來，鈦鹽混凝劑因具有水解速度快、水解形成的絮體特性優(yōu)異、低溫低濁有效、出水殘留鈦濃度低，且無毒、混凝產(chǎn)生的污泥可資源化等優(yōu)點，而受到越來越多的關(guān)注[31-32]。相比于鐵鹽和鋁鹽，鈦鹽混凝劑產(chǎn)生絮體的速度更快，且形成的絮體尺寸更大，密度更高，更易沉淀[3，33]。用于飲用水除砷的鈦鹽混凝劑主要有TiCl3、TiCl4、Ti(SO4)2、鈦干凝膠(TXC)等。與鐵鹽混凝劑相比，鈦鹽混凝劑對As(Ⅲ)的去除能力更強。研究表明，在溶液pH為4～9，混凝劑投加量為8.0 mg/L和12.0 mg/L時，Ti(SO4)2對As(Ⅲ)的去除率比 Fe2(SO4)3分別高7.39%～32.8%和3.14%～48.1%，這種差距在低pH時更為明顯。將200 μg/L As(Ⅲ)降至10 μg/L所需的Ti(SO4)2投加量僅為Fe2(SO4)3的約50%，故Ti(SO4)2是一種能有效去除As(Ⅲ)的混凝劑[34]。

鈦鹽混凝去除As(Ⅲ)的最優(yōu)pH在酸性到中性范圍。Wang等[35]研究表明，在混凝劑投加量為5 mg/L，As(Ⅲ)初始濃度為200 μg/L時，TiCl4在pH=4～7時對As(Ⅲ)的去除率最大，為70%～77%；相同條件下，Ti(SO4)2對As(Ⅲ)的去除率在pH為5～7時達到最大，為65%～69%。在pH>7時，由于鈦鹽水解沉淀物顆粒表面帶大量負電，水解初期形成的顆粒在靜電斥力的作用下無法聚集成大顆粒沉淀物，從而使沉淀物的數(shù)量大量減少，造成可供砷吸附的表面積減少，As(Ⅲ)的去除率降低。與Ti(SO4)2相比，TiCl4對As(Ⅲ)的去除效率受pH的影響更大，pH=4～8時，TiCl4對As(Ⅲ)的去除效果優(yōu)于Ti(SO4)2，而pH=9～10時則相反。

Ti(Ⅲ)對As(Ⅲ)的去除效果優(yōu)于Ti(Ⅳ)和 Fe(Ⅲ)，沈珺等[3]研究表明，在混凝劑投加量為 20 mg/L，As(Ⅲ)初始濃度為1.0 mg/L，溶液pH為7.0時，TiCl3對As(Ⅲ)的去除率可達到76.6%，而相同條件下，TiCl4和FeCl3對As(Ⅲ)的去除率分別為51.98%和67.21%。對比以上幾種混凝劑，TiCl3產(chǎn)生絮體最迅速，絮體顆粒最大，最先沉淀完全，除砷率最穩(wěn)定。不同于Ti(Ⅳ)和Fe(Ⅲ)對As(Ⅲ)的去除，Ti(Ⅲ)對As(Ⅲ)的去除受溶液pH的影響較大，其隨溶液pH的增加而降低，這是由于在 Ti(Ⅲ)水解過程中產(chǎn)生的H2O2將部分As(Ⅲ)氧化為As(Ⅴ)，而As(Ⅴ)的去除更易受溶液pH的影響[5]。

低分子鈦鹽混凝劑呈強酸性，且Ti4+在水解過程中釋放大量H+，從而導致溶液pH急劇下降，不利于后續(xù)處理。為解決此問題，近年來，有學者研制出了高效鈦干凝膠混凝劑(TXC)，其具有穩(wěn)定性高、絮體生成速度快等優(yōu)點，有望替代鐵鋁應(yīng)用到水處理中[31]。對鈦干凝膠-混凝劑去除水中砷的研究表明，在混凝劑投加量為10 mg/L，溶液pH為7和8時，As(Ⅲ)的去除率可達90%以上。在pH為5～10時，TXC對As(Ⅲ)的去除效率顯著高于 Ti(SO4)2和TiCl4，在酸性pH條件下鈦干凝膠混凝劑對 As(Ⅲ)的去除更為有效。使用TXC混凝除砷時，未發(fā)現(xiàn)溶液pH明顯降低。As(Ⅲ)的高效去除歸因于TXC水解產(chǎn)物獨特的網(wǎng)狀結(jié)構(gòu)，其能夠產(chǎn)生具有更多吸附結(jié)合位的絮凝體，且As(Ⅲ)與TXC水解沉淀物之間具有更強的親和力，鈦干凝膠是一種水體砷污染修復(fù)的高效混凝劑[36]。

1.4 復(fù)合混凝劑

單一混凝劑在水處理應(yīng)用中存在一定缺點，如鐵鹽混凝劑的鐵殘留表現(xiàn)出較高的色度和腐蝕性，鋁鹽混凝劑的鋁殘留對人體會產(chǎn)生神經(jīng)毒性，鈦鹽混凝劑的成本較高限制了其大規(guī)模生產(chǎn)應(yīng)用，而復(fù)合混凝劑能克服單一混凝劑的某些不足，且其具有優(yōu)良的混凝性能，故受到越來越廣泛的關(guān)注[37]。王瑩等[4]以FeCl2和TiCl3為原材料制備聚合氯化鈦鐵混凝劑(PTFC)，并對其混凝除砷性能進行了初步探究，結(jié)果表明，不同鈦鐵比的PTFC對As(Ⅴ)的去除效率均在90%以上，對As(Ⅲ)的去除效率為52%～65%，Ti/Fe物質(zhì)的量比對砷的去除影響不大。曝氣可顯著提高PTFC對As(Ⅲ)的去除效率，經(jīng)過曝氣氧化后，As(Ⅲ)的去除率可提高到81%～93%。PTFC在弱酸性條件下(pH=5.5)對As(Ⅲ)的去除效果最好。與單一混凝劑相比，PTFC能更快形成礬花沉淀，且出水在色度和pH上均優(yōu)于FeCl3和TiCl3。

對各種典型混凝劑在一定反應(yīng)條件下的除砷效能進行了總結(jié)，見表1。

表1 各種典型混凝劑除砷效能對比

2 共存物質(zhì)對混凝除砷效能的影響

2.1 磷酸根

磷酸根對各種常用混凝劑去除砷均表現(xiàn)出明顯的抑制作用[23，36，39-40]。Guan等[39]研究表明，在溶液pH為5時，2.5 mg/L磷酸根使KMnO4-Fe(Ⅱ)混凝對As(Ⅴ)的去除率由99.1%降至39.5%。磷酸根對混凝除砷的影響與溶液pH有關(guān)，在pH為4，5和6時，1 mg/L磷酸根使砷的去除效率分別降低 29.8%，34.2%和47.3%，而在中性到堿性條件下，砷的去除率出現(xiàn)更大幅度的降低，其值由48%～87%降至5.6%～9.0%。相比于As(Ⅴ)，As(Ⅲ)的去除更易受磷酸根的影響。Qiao等[15]的研究表明，在pH=6時，磷酸根對FeCl3混凝去除As(Ⅴ)影響較小，而使As(Ⅲ)的去除出現(xiàn)明顯的降低。即使在低的磷酸根濃度和表面吸附位覆蓋率下，磷酸根對As(Ⅲ)的去除也表現(xiàn)出明顯的抑制作用[40]。磷酸根的存在顯著增加了水處理時所需的混凝劑投加量。當處理富含磷酸根的地下水時，F(xiàn)e∶As質(zhì)量比>40時才可將砷濃度降至50 μg/L，而對于磷酸根濃度很低的地下水，F(xiàn)e∶As質(zhì)量比<12即可滿足除砷的要求[40]。

2.2 硅酸根

與磷酸根類似，硅酸根也會抑制混凝對砷的去除，但只有當濃度較高時(較磷酸鹽濃度高一個數(shù)量級)，硅酸根的存在才會明顯抑制砷的去除。由于硅酸是弱酸，其在pH<7時不發(fā)生解離，而一般中性分子對吸附劑表面的親和力較弱，故其競爭吸附能力較弱，而在堿性條件下，硅酸解離為陰離子形態(tài)，競爭吸附能力增強，故硅酸根的影響隨溶液pH的升高而增加，在堿性條件下更為顯著。同時，硅酸還可與金屬生成溶解性聚合物，減小沉淀物顆粒粒徑，阻礙顆粒聚集，從而減少與砷共沉淀和供砷吸附的沉淀物的數(shù)量，導致混凝除砷效果降低，在高溶液pH時該影響更為顯著[39，42]。

Guan等[39]研究表明，在溶液pH為4～5時，硅酸根不影響KMnO4-Fe(Ⅱ)混凝對As(Ⅲ)的去除，而在pH為6，7，8和9時，10 mg/L硅酸根使砷的去除效率分別降低5%，18%，53%和42%；在溶液pH為4～6時，10 mg/L硅酸根對氫氧化鐵沉淀的形成僅表現(xiàn)出輕微影響，而在pH為7，8，9時鐵沉淀的數(shù)量分別減少了0.286，2.01，2.43 mg/L。相較于As(Ⅴ)，混凝對As(Ⅲ)的去除效果更易受到硅酸根的影響。Meng等[38]的研究結(jié)果表明，當硅酸根濃度>1 mg/L，溶液pH>5時，硅酸根明顯抑制了鐵鹽對As(Ⅲ)的去除，而其對去除As(Ⅴ)的抑制程度相對較小。

2.3 HA

溶解性有機物，如腐殖酸(HA)是水中天然存在的一種物質(zhì)，HA的存在對混凝除砷表現(xiàn)出明顯的抑制作用。Wang等[14]研究HA對FeCl3混凝去除模擬水中的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的影響，結(jié)果表明，在As(Ⅲ)或As(Ⅴ)初始濃度為100 μg/L，混凝劑投加量3.5 mg/L，HA濃度為3.65 mg/L的條件下，As(Ⅲ)的去除率在pH=5和6分別減少38%和20%，在pH=7～10時減少約10%。HA對As(Ⅴ)去除的抑制影響隨著pH的升高而增加，在pH=5時，HA的存在幾乎不影響As(Ⅴ)的去除，而在pH=6，7，8時，As(Ⅴ)的去除率分別減少了5%，10%，15%。HA明顯增加了氫氧化鐵表面的負電荷數(shù)量，使氫氧化鐵的等電點向酸性pH偏移。Guan等[39]也發(fā)現(xiàn)在pH=4時，HA的存在不影響KMnO4-Fe(Ⅱ)對As(Ⅲ)的去除，pH=5時，1～4 mg/L HA的存在使砷的去除率從99%降至90%，而在pH=6～9時，HA的存在使砷的去除率大幅度降低。在pH=4～6時，1 mg/L HA對鐵的沉淀影響較小，而在pH=7，8，9時，分別使鐵的沉淀量減少1.59，2.301，2.304 mg/L；當HA的濃度增加到 4 mg/L，在pH=6～9時，僅有2.5%～11.8%的鐵能形成沉淀。

HA對混凝去除砷的抑制作用主要包括：①HA對各種吸附劑表面具有較高的親和力，HA的吸附占據(jù)吸附位，與砷存在競爭吸附作用[11]；②HA可與金屬形成溶解性絡(luò)合物，抑制金屬鹽混凝劑的水解和金屬氫氧化物沉淀的形成，從而導致砷的去除效率降低[15，39]；③HA的吸附可改變混凝劑水解沉淀物的表面電荷和電性，增加金屬氫氧化物表面的負電荷，不利于砷的吸附[11，14]。

2.5 F-

F-對混凝除砷也表現(xiàn)出一定的抑制作用。研究表明，F(xiàn)-能降低現(xiàn)制氫氧化鋁(AlOxHy)對As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的去除效率[44]。AlCl3和PACl對As(Ⅴ)的去除效率在F-存在時亦出現(xiàn)大幅度降低，當F-濃度由0.1 mmol/L增至10 mmol/L時，AlCl3和PACl對As(Ⅴ)的去除效率分別由86.38%和43%降至0左右[23]。F-的存在明顯抑制了鈦鹽混凝對As(Ⅲ)的去除，F(xiàn)-的影響在酸性pH范圍內(nèi)更為顯著。在pH=4和5時，5 mg/L F-使As(Ⅲ)的去除率分別降低42%和23%，在pH=6～10時降低約10%。隨F-濃度的增加，其對As(Ⅲ)去除的抑制作用增加[35]。

F-對混凝除砷影響的原因可能為：①F-通過競爭吸附作用直接減少砷的去除；②F-可與金屬形成絡(luò)合物，從而使金屬氫氧化物發(fā)生溶解；且在金屬鹽混凝劑水解過程中，F(xiàn)-還可通過取代OH-，阻礙雙羥基橋的形成，進而阻礙沉淀物的形成和顆粒的增長，從而影響絮體的增長，導致絮體沉淀性能降低，間接抑制砷的去除[35，44]；③F-的吸附可增加金屬氫氧化物沉淀表面的負電荷，不利于砷的吸附[45]。

2.7 Ca2+/Mg2+

Ca2+和Mg2+可影響混凝劑水解沉淀物的表面電荷和金屬氫氧化物的沉淀過程，從而影響混凝除砷的效果。文獻報道一致認為，Ca2+和Mg2+的存在可加強混凝對As(Ⅴ)的去除，尤其在中性和堿性條件下，其對As(Ⅴ)去除的促進作用更為明顯[14-15]。Wang等[14]的研究表明，在pH=8～10，50 mg/L Ca(OH)2或64.3 mg/L MgCl2的加入使氫氧化鐵的電位由負值增至0左右，且在此pH范圍內(nèi)，鐵的沉淀量增加，相應(yīng)的，As(Ⅴ)的去除率明顯增加。在pH=9和10時，Ca2+的加入使As(Ⅴ)的去除率由82%和51%分別增至98%和93%，而Mg2+的加入使As(Ⅴ)的去除率分別增至93%和81%。Guan等[46]也發(fā)現(xiàn)在pH=7～9時，2.5 mmol/L Ca2+的加入，使KMnO4-Fe(Ⅱ)混凝對砷的去除率增加5%～25%，且pH越高，Ca2+對砷去除的強化作用越明顯。Ca2+和Mg2+在中性和堿性條件下對As(Ⅴ)去除的強化作用主要有兩方面原因：①其能加強混凝劑水解過程中金屬氫氧化物沉淀的形成，從而為砷的吸附提供更多的吸附位；②其能減少金屬氫氧化物沉淀表面的負電荷，從而減少As(Ⅴ)氧化陰離子與金屬氫氧化物之間的靜電斥力，加強As(Ⅴ)的吸附和共沉淀[14，15，46-47]。

3 結(jié)束語

目前，化學混凝法除砷的研究主要集中在鐵鹽、鋁鹽和鈦鹽，各種常用混凝劑對As(Ⅴ)均有較高的去除率，而對毒性更大的As(Ⅲ)的去除效果相對較差，尤其以鋁鹽更為明顯。為有效去除水中的砷，一般需先將As(Ⅲ)氧化為As(Ⅴ)，故增加了操作的復(fù)雜性?；炷龑ι榈娜コ资茉|(zhì)的影響，原水中的共存陰離子主要通過競爭吸附、減少金屬氫氧化物沉淀的形成等途徑影響砷的去除，且As(Ⅲ)的去除比As(Ⅴ)更易受原水水質(zhì)的影響。共存陽離子雖有利于金屬氫氧化物的形成，且能加強混凝對As(Ⅴ)的去除，但對As(Ⅲ)去除的影響卻不確定。

混凝法是一種簡單、高效、易在大規(guī)模水處理中應(yīng)用的除砷技術(shù)，但混凝處理過程中會產(chǎn)生大量含砷污泥，污泥的處理成本較高，且污泥填埋處置時，其會成為潛在的污染源。相比于鐵鹽和鋁鹽，鈦鹽混凝污泥可煅燒制成優(yōu)良的光催化劑TiO2，能夠?qū)崿F(xiàn)污泥的資源化利用，可在一定程度上解決污泥的處置問題，降低污泥處理成本，但含砷污泥的毒性問題尚未得到有效解決。此外，鈦鹽混凝劑的應(yīng)用成本較高，當前鈦鹽混凝劑除砷仍處在實驗室研究水平，尚未得到大規(guī)模應(yīng)用。因此，開發(fā)能直接高效去除As(Ⅲ)，能適應(yīng)原水水質(zhì)變化的影響，且能解決傳統(tǒng)混凝污泥處置問題，使環(huán)境和經(jīng)濟效益最大化的新型混凝藥劑，是今后研究的重點。